Розроблення та дослідження автоматизованої вимірювальної системи екологічного моніторингу

Товстоп`ят, Володимир Олександрович
Please use this identifier to cite or link to this item: https://er.chdtu.edu.ua/handle/ChSTU/8600
Title:	Розроблення та дослідження автоматизованої вимірювальної системи екологічного моніторингу
Authors:	Тичков, Володимир Володимирович Товстоп`ят, Володимир Олександрович
Issue Date:	27-Dec-2022
URI:	https://er.chdtu.edu.ua/handle/ChSTU/8600
Appears in Collections:	151 Автоматизація та комп'ютерно-інтегровані технології (Робототехнічні системи та автоматизація)
Files in This Item:
File	Description	Size	Format
КРМ Товстопят В.pdf Restricted Access	КРМ Товстоп'ят В.	1.42 MB	Adobe PDF	View/Open Request a copy
Show full item record
Extracted text
 
3 
ЗМІСТ 
 
ВСТУП………………………………………………..……………….…5 
РОЗДІЛ 1 Оглядова частина…………………………………….……9 
1.1 Аналіз присутності загального заліза в воді………………………9 
1.2 Методи і засоби контролю природної води………..………….….13 
Висновки до розділу 1…………………………………………….……25 
РОЗДІЛ 2 Вдосконалення методики аналізу загального заліза...27 
2.1 Основні вимоги, що висуваються до якості води…………..……28 
2.2 Характеристика забруднюючих речовин…………………………29 
2.3 Визначення рН, провідності, мінералізації (солевмісту)………..31 
2.5.6 Виконання експерименту по визначенню загального заліза….32 
2.6 Загальні вказівки для проведення градуювання і вимірювань в 
режимах вимірювання концентрації загального заліза в природних водах..33 
Висновки до розділу 2……………………………………………..…..36 
РОЗДІЛ 3 Методи моделювання масопереносу загального заліза в 
природних водах………………………………………………………………..37 
3.1 Модель конвективного переносу загального заліза вздовж лінії 
течії……………………………………………………………………………...37 
3.2 Розрахунок міграції солей загального заліза в областях живлення 
водозабору……………………………………………………………….………46 
3.3 Розрахунок мінералізації загального заліза в природних 
водах…………………………………………………………………………….50 
3.4 Порівняння якості води у водозаборі на вміст загального 
заліза...............................................................................................................…..53 
Висновки до розділу 3…………………………………………………55 
РОЗДІЛ 4 Експериментальна частина дослідження загального 
заліза в природних водах…………………………………….………………57 
4.1 Постановка задачі……………………………………………….…57 
4.2 Загальний опис завдання і цільовий об'єкт………………………57 
 
 
4 
4.3 Схема відбору проби………………………………………………60 
4.4 План дослідження………………………………………………….60 
4.4.1 Валідація…………………………………………………………60 
4.4.2 Контроль якості………………………………………………….61 
4.5 Відбір проміжних проб і аналіз…………………………………..61 
4.5.1 Відбір проміжних проб і попередня обробка проб……………62 
4.5.2 Аналіз на місці відбору проб……………………………..….…62 
4.5.3 Аналіз в лабораторії……………………………………….….…64 
4.6 Результати експериментальних досліджень……………………..80 
4.7 Розроблення та дослідження автоматизованої вимірювальної 
системи екологічного моніторингу…………………………………………..65 
Висновки до розділу 4…………………………………………...……74 
ВИСНОВКИ…………………………….……………………………77 
СПИСОК ВИКОРИСТАНОЇ ЛІТЕРАТУРИ…………………….78 
ДОДАТОК А………………………………………………………….80 
ДОДАТОК Б………………………………………………………….87 
 
 
 
5 
ВСТУП 
 
Погіршення якості природних вод унаслідок техногенного впливу 
спонукало багато країн до розробки та впровадження низки програм з метою 
охорони та відновлення природного стану водних ресурсів. Важливим 
компонентом цих програм є наукове обґрунтування моніторингу, 
профілактичних та активних засобів захисту природних вод, що базуються на 
сучасних гідрогеоекологічних дослідженнях. Впровадження заходів захисту 
протягом тривалого часу потребує надійних оцінок та достовірного прогнозу 
стану підземної гідросфери. 
Гідрогеоекологічні дослідження проводяться як експериментальними, 
так і теоретичними методами. При цьому слід брати до уваги, що результати 
лабораторних досліджень міграції неможливо застосовувати в масштабі 
водоносного горизонту без певного корегування. До того ж породний масив є 
взагалі важкодоступним об’єктом, що досліджується лише через обмежену 
кількість контрольних точок. У таких умовах значно зростає роль 
математичних методів, які є менш витратними і на сучасному рівні 
дозволяють швидко порівнювати кілька сценаріїв міграції на природних 
об’єктах. Крім того, математичні методи є теоретичним підґрунтям 
моніторингу природних вод і широко використовуються для інтерпретації 
його результатів. 
Основою кількісного опису міграції речовин у природних водах є 
математичні моделі масопереносу в пористих та тріщинуватих породах. 
Моделі мають враховувати неоднорідність породного масиву, часто 
порушеного внаслідок господарської діяльності, складний масообмін 
розчинів у порах з гірськими породами, а також фізико-хімічні 
перетворювання забруднювачів. Багато чинників впливу на підземну 
міграцію речовин практично неможливо передбачити. Тому стало 
необхідним використовувати статистичні методи, які дозволяють визначати 
обґрунтованість результатів досліджень і висновків при обмеженій кількості 
 
 
6 
експериментальних результатів. 
Досвід розвинутих країн свідчить, що забруднення природних вод є 
оборотним процесом. Застосування новітніх технологій очистки водоносних 
горизонтів від промислових забруднювачів дозволили на багатьох ділянках 
відновити природний стан природних вод або досягти значного прогресу в 
цьому напрямку. Використання цих технологій потребує від фахівця 
ґрунтовних знань з підземної гідродинаміки, гідрогеохімії та математичного 
моделювання. В умовах обмежених технічних і фінансових можливостей 
виникає задача оптимізації наявних ресурсів для раціонального 
впровадження заходів з охорони природних вод. 
Виходячи з цього, тема роботи є актуальною. 
Мета і завдання дослідження. Підвищити якість вимірювального 
контролю природних вод шляхом використання інжекційних методів аналізу 
та розробки і вдосконалення первинних перетворювачів, елементів і 
пристроїв цих систем. 
Для вирішення поставленої мети необхідно розв’язати такі задачі: 
- проаналізувати науково-технічний рівень сучасних систем контролю 
якості води, оцінити переваги та недоліки застосування первинних 
перетворювачів на основі іон-селективних електродів; 
- розробити моделі масопереносу загального заліза в природних водах та 
оцінити вплив їх застосування на якість контролю води в залежності від 
запропонованих методик його вимірювання; 
- розробити математичні моделі невизначеності вимірювання загального 
заліза в природних водах для оцінки і прогнозування технічних та 
метрологічних характеристик систем контролю. 
Об'єкт дослідження – процеси вимірювального контролю якості 
природних вод. 
Предмет дослідження - первинні перетворювачі, елементи і пристрої 
системи контролю якості природних вод. 
Методи досліджень. Для розробки моделей первинних 
 
 
7 
перетворювачів інформації використовували математичний апарат теорії 
електрохімічних процесів та теорії електролізу Фарадея. Для удосконалення 
методів розрахунку характеристик первинних перетворювачів, елементів для 
пристроїв системи контролю якості природних вод використовували теорію 
електричних коливань та методи технічної гідравліки. Експериментальні 
дослідження проводилися методами імітаційного моделювання з 
використанням детермінованих моделей, фізичними експериментами на 
макетах і дослідних зразках, методами теорії ймовірності та математичної 
статистики. 
Достовірність отриманих наукових результатів і висновків перевірені 
порівнянням теоретичних положень з експериментальними даними і 
залежностями, дослідженням дослідних зразків, апробацією теоретичних і 
практико-експериментальних результатів на конференціях. 
Наукова новизна отриманих результатів. 
1. Отримали подальший розвиток методи побудови моделей систем 
контролю якості природних вод для оцінки і прогнозування технічних та 
метрологічних характеристик перетворювачів концентрації в інжекційних 
аналізах, що дозволили розширити діапазон вимірювання.  
2. Отримав подальший розвиток метод розрахунку масопереносу 
загального заліза в природних водах на основі розроблених математичних та 
фізичних моделях, що дозволив вдосконалити методики розрахунків міграції 
солей в областях живлення водозабору. 
Наукова та інженерно-технічна новизна результатів досліджень 
підтверджується апробацією теоретичних і практико-експериментальних 
результатів на конференціях. 
Практична цінність отриманих результатів полягає в наступному: 
Практична цінність роботи полягає в розширенні науково-технічної 
бази проектування інжекційних систем контролю якості природних вод. 
Розроблені елементи для пристроїв інжекційних систем контролю 
якості природних вод, що дозволяють спростити методику контролю її 
 
 
8 
якості. 
Розроблені математичні моделі масопереносу загального заліза в 
природних водах, що дозволяють оцінювати і прогнозувати міграцію солей 
загального заліза в областях живлення водозабору. 
Особистий внесок здобувача. Результати роботи отримані автором 
самостійно. У наукових працях, опублікованих у співавторстві, з питань, що 
стосуються цього дослідження, авторові належать: визначення сумарної 
невизначеності вимірювання вмісту загального заліза в природних водах при 
валідації відбору проби і подальшому контролі невизначеності відбору в 
процесі вимірювань. При необхідності зменшення невизначеності 
вимірювання концентрації загального заліза можна збільшити щільність 
моніторингу, а для вимірювання окисно-відновного потенціалу 
іонометричених методом було б зменшити невизначеність вимірювання в 
потоці використовуючи інжекційні методи. 
Апробація результатів роботи. Основні положення роботи 
доповідалися і обговорювалися на науково-технічних міжнародних і 
республіканських конференціях: «Метрологічні аспекти прийняття рішень в 
умовах роботи на техногенно-небезпечних об’єктах : Всеукраїнська науково-
практична інтернет-конференція здобувачів вищої освіти і молодих учених 
(Харків, 2022), «Проблеми інформатизації» : Десята Міжнародна науково-
технічна конференція (Черкаси – Баку – Бельсько-Бяла – Харків, 2022). 
Публікації. Основні результати магістерської наукової роботи 
викладено в 2 друкованих працях, а саме: 2 тезах доповідей на науково-
технічних всеукраїнських та міжнародних конференціях. 
Структура й обсяг роботи. Кваліфікаційна робота магістра 
складається зі вступу, чотирьох розділів, висновків, списку використаних 
джерел, додатків.  
 
 
 
 
9 
РОЗДІЛ 1 ОГЛЯДОВА ЧАСТИНА 
 
1.1 Аналіз присутності загального заліза в воді 
 
Проблема забруднення природних вод в даний час стає все більш 
актуальною. Одним із забруднювачів, що погіршують їх якість, є залізо. 
Гранично допустима концентрація (ГДК) сумарного заліза в питній воді, 
згідно з СанПіН, становить 0,3 мг/дм3, третій клас небезпеки [1]. За даними 
Укрстандарту, в останні 3-5 років в поверхневих водах Черкаської області 
спостерігається перевищення вмісту загального заліза від 1 до 10 ГДК [2]. У 
природних водах присутнє, в основному, розчинене двовалентне залізо у 
вигляді іонів Fe2+. 
Тривалентне залізо з'являється після контакту такої води з повітрям і в 
зношених системах водорозподілу при контакті води з поверхнею труб. У 
поверхневих водах залізо вже окислено до тривалентного стану і, крім того, 
входить до складу органічних комплексів і залізобактерий. 
Норматив вмісту заліза загального в питній воді - не більше 0,3 мг/л. 
Вміст заліза у воді вище нормативу сприяє накопиченню осаду в системі 
водопостачання, інтенсивному фарбуванню сантехнічного обладнання. 
Залізо додає воді неприємне червоно-коричневе забарвлення, 
погіршує її смак, викликає розвиток залізобактерий, відкладення осаду в 
трубах і їх засмічення. Високий вміст заліза у воді призводить до 
несприятливого впливу на шкіру, може позначитися на морфологічному 
складі крові, сприяє виникненню алергічних реакцій. Також залізо негативно 
впливає на репродуктивну систему. 
У природній воді залізо надходить як природним шляхом при 
руйнуванні і розчиненні гірських порід, так і в результаті антропогенного 
забруднення стічними водами підприємств металургійної, металообробної 
промисловості, сільського господарства та ін. Вміст заліза в поверхневій воді 
річок становить десяті частки міліграма в 1 дм3, поблизу боліт - одиниці 
 
 
10 
міліграмів в 1 дм3. Найбільші концентрації заліза (до декількох десятків і 
сотень міліграмів у 1 дм3) спостерігаються в природних водах з низькими 
значеннями рН [3]. Вода з вмістом заліза вище 1 мг/дм3 непридатна не тільки 
для питних, але і для технічних потреб. Для визначення заліза в питних, 
природних і стічних водах використовуються сучасні фізико-хімічні методи: 
спектрометрія, фотометрія, рентгенофлуоресценція, флуориметрія і 
вольтамперометрія. У таблицях 1.1 і 1.2 представлені методики визначення 
заліза в питних, природних і стічних водах. Практично всі наведені в 
таблицях 1.1 і 1.2 методи, крім фотометрії і вольтамперометрії, визначають 
загальний вміст заліза у воді. У той же час токсичність, біологічна активність 
і вплив на властивості інших з'єднань в довкіллі залежать не тільки від 
концентрації, але і від ступеня окислення металу. Фотометричні методи 
аналізу дозволяють визначати залізо тільки в одній з ступенів окислення (II) 
або (III) в пробі і не застосовні для забарвлених і каламутних розчинів. 
Найбільш простими експресними та економічними методами визначення 
заліза в різних ступенях окислення в митних і кольорових водних розчинах 
різного походження є електрохімічні методи. 
 
Таблиця 1.1 - Методики визначення заліза в питних, природних і 
стічних водах, внесені до державного реєстру методик кількісного хімічного 
аналізу 
Діапазон вимірювань 
Метод визначення та назва методики 
(мг/дм3) 
Атомно-абсорбційна спектрометрія 
Питні, природні води 
Методика вимірювань масових концентрацій кобальту, нікелю, 
від 0,01 до 15 вкл. 
міді, цинку, хрому, марганцю, заліза та срібла, кадмію і свинцю 
Стічні води 
в пробах питних, природних і стічних водах  
від 0,1 до 500 вкл. 
Методика вимірювань масових концентрацій заліза, кадмію, 
кобальту, марганцю, нікелю, міді, цинку, хрому та свинцю в 0,01-10 
питних, поверхневих і стічних водах методом полум'яної 
 
 
11 
атомно-абсорбційної спектрометрії  
Атомно-емісійна спектрометрія з індуктивно-зв'язаною плазмою 
Методика виконання вимірювання масових концентрацій 
металів методом атомно-емісійної спектрометрії з індуктивно-
від 0.05 до 50 вкл. 
зв'язаною плазмою в питної, природної, стічних водах і 
атмосферних опадах  
Рентгенофлуоресцентний 
Методика виконання вимірювань масової концентрації ванадію, 
хрому, марганцю, заліза, кобальту, нікелю, міді, цинку, свинцю і від 0,005 до 1 вкл. 
вісмуту в промислових стічних водах  
Методика виконання вимірювання масової концентрації 
ванадію, вісмуту, заліза, кобальту, марганцю, міді, нікелю, 
від 0,01 до 5.0 вкл. 
свинцю, хрому, цинку в питних, природних і стічних водах після 
концентрування на целюлозних ДЕТАТА-фільтрах 
Методика виконання вимірювань масової концентрації свинцю, 
цинку, міді, нікелю, кобальту, заліза, хрому, ванадію, вісмуту, 
кадмію, селену, миш'яку в питних, природних і стічних водах 0,005-50 
після концентрування їх пірролідіндітіокарбамінатних 
комплексів на фільтрах 
Фотометричний метод 
Методика вимірювань масової концентрації загального заліза в 
питних, поверхневих і стічних водах з сульфосаліциловою від 0,05 до 10 вкл. 
кислотою 
Методика виконання вимірювань масової концентрації заліза (II) 
від 0,05 до 5 вкл. 
в питних, природних і стічних водах з профенантроліном 
Флуориметричний метод (люмінесценція) 
Методика вимірювань масової концентрації заліза загального в 
пробах питних, природних і стічних вод на аналізаторі рідини від 0,05 до 5 вкл. 
"Флюорат-02» 
Вольтамперометричний метод 
 
 
12 
Методика виконання вимірювань масової частки рухомих форм 
важких металів і токсичних елементів (Cd, Pb, Cu, Zn, Bi, Tl, Ag, млн-1 (мкг/кг) 
Fe, Se, Co, Ni, As, Sb, Hg, Mn) в ґрунтах, донних відкладеннях, від 100 до 1000 вкл. 
опадах стічних вод методом інверсійної вольтамперометрії 
 
Таблиця 1.2 - Інші методики визначення заліза в питних і природних 
водах 
Діапазон 
Назва Метод аналізу вимірювань 
(мг/дм3) 
Вода: природна, питна, мінеральна та 
Вольтамперометрія 0,03-10,0 
стічна. Технологічні водні розчини 
Методика виконання вимірювань 
масової концентрації заліза загального 
фотометрія 0,02-4,0 
в водах фотометричним методом з 1,10-
фенантроліном 
Вода питна. Методи визначення 
фотометрія 0,01-2,0 
масової концентрації загального заліза 
Методика виконання вимірювань 
масової концентрації металів (Al, Ag, 
Be, Cd, Co, Cr, Cu, Fe, Mn, Mo, Ni, Pb, атомна 
0,004-200,0 
V, Zn) в поверхневих водах суші абсорбція 
методом атомної абсорбції з прямою 
електротермічною атомізацією проб 
 
Таблиця 1.3 - Вольтамперометричні методи визначення заліза (II) і (III) 
в природних водах 
Обумовлений Фоновий електроліт, 
метод Індикаторний електрод 
компонент комплексоутворювач 
Fe (III) ІВА Скловуглецевий Солохромовий фіолетовий 
Fe (III), ЦВА, Золотий ансамблевий 0.002-0.01 М HCl, H2SO4, 
мікроелектрод, 
Fe (II) ІВА HClO4, Na2ЕДТА 
вугільно-пастові 
 
 
13 
H3BO3 + NaOH, 0.05 М 
Fe (III) ІВА ртутний 
лимонна кислота 
Скловуглецевий, 
Fe (III) ІВА вугільно- HCl, ДМГ, пірокатехол 
модифікований 
Товсто плівкові 
Fe (III) ІВА Пірокатехол 
графітвмісткі 
вугільно-
Fe (II) ІВА 1,10-фенантролін 
модифікований 
вугільно- 1-нитрозо-2-нафтол, 0.1 М 
ІВА 
модифікований, НСl, 
Fe (III) 
хлорсрібний, Трилон Б, 0.1 М НNO3, 0.05 М 
ЦВА 
Цеоліт-модифікований Na2PO4-KH2PO4 
 
1.2 Методи і засоби контролю природної води 
 
Постійно зростаюче число хімічних аналізів технологічних процесів в 
самих різних сферах діяльності - медицині, фармацевтиці, промисловості, 
службах контролю навколишнього середовища - викликає потребу в повній 
автоматизації аналітичного контролю за рахунок використання комп’ютерної 
техніки. 
Основні цілі, які переслідує автоматизація хімічного аналізу, такі: 
 можливість виконання великого числа аналізів за обмежений час. 
 значне зниження витрат на оплату праці персоналу. Автоматичні 
аналізатори можуть обслуговуватися меншим числом працівників більше 
низької кваліфікації. Однак економія коштів буде спостерігатися лише в тому 
разі, якщо число виконуваних аналізів досить велике. 
 можливість виконання складних і багатостадійних аналітичних 
операцій. 
 скорочення часу аналізу, зокрема, за рахунок одночасного 
виконання декількох однотипних дій чи скорочення часу між виконанням 
 
 
14 
окремих стадій методики. Часто автоматизація аналізу призводить до 
особливо значного виграшу в часі, якщо в ході виконання методики не 
потрібно встановлення хімічної рівноваги між реагуючими речовинами. 
 запобігання забруднень проби сторонніми речовинами з 
навколишнього середовища при визначенні слідів шляхом використання 
роботів-маніпуляторів, здатних працювати в лабораторіях, спеціально 
призначених для аналізу особливо чистих речовин. 
 підвищення точності результатів за рахунок виключення 
суб'єктивних джерел похибки. Автоматизація аналізу дозволяє підвищити 
точність за рахунок скорочення часу аналізу і поліпшення організації всього 
аналітичного процесу в цілому. 
 збільшення ефективності отримання інформації за рахунок 
автоматизованого збору та обробки даних. 
Як правило, всі методики аналізу так чи інакше включають в себе ряд 
однотипних, повторюваних дій, які називаються основними операціями - 
пробопідготовка, відбір певної кількості проби, розтин проби, поділ, 
концентрування, додавання реагентів, перемішування розчинів, вимір, 
градуювання, обробка результатів вимірювання, представлення результатів. 
Збір, зберігання, обробка і представлення даних виконуються головним 
чином за допомогою комп'ютера. 
Фізико-хімічні методи аналізу (ФХМА) засновані на використанні 
залежності фізичних властивостей речовин від їх хімічного складу. При 
використанні ФХМА для отримання інформації про хімічний склад речовини 
досліджуваний зразок піддають дії будь-якого виду енергії. Залежно від виду 
енергії в речовині відбувається зміна енергетичного стану складових його 
частинок (молекул, іонів, атомів), що виражається в зміні тієї чи іншої 
властивості. Реєструючи зміну цієї властивості як аналітичний сигнал, 
отримують інформацію про якісний і кількісний склад досліджуваного 
об'єкта або про його структуру. 
 
 
15 
Найбільше практичне застосування мають оптичні, хроматографічні 
та потенціометричні методи аналізу. 
 
Дискретний аналіз 
Аналізатори працюють за дискретним принципом, обробляючи кожну 
пробу окремо. 
Розглянемо дискретний спосіб автоматизації аналізу на прикладі 
операції змішування реагентів. Для цього можна заздалегідь приготувати 
необхідні розчини і при кожному визначенні відміряти і змішувати їх певні 
порції. Можна також змішувати окремі, заздалегідь приготовані, порції 
реагентів. В обох випадках змішування зазвичай здійснюють безпосередньо в 
вимірювальному первинному перетворювачі інформації. 
Процес автоматичного дозування і змішування порцій розчинів 
схематично показаний за допомогою схеми на рис. 1.1 на прикладі 
іонометричного визначення. Навіть якщо перемішування розчинів буде 
неповним, стандартизація умов автоматичного змішування дозволяє 
отримувати правильні результати. 
Транспортна система працює по заздалегідь заданій програмі і 
керується від комп'ютера. 
Переваги дискретних аналізаторів полягають у наступному. 
- Простота механізації стандартних методик. 
- Гнучкість, можливість більш швидкого, ніж при використанні 
безперервних аналізаторів, зміни програми роботи, послідовності тривалості 
окремих операції. 
- Зменшення витрат реагентів в порівнянні з безперервними 
аналізаторами. 
Основним недоліком дискретних аналізаторів є порівняно низька 
надійність в роботі через високу складність механічного пристрою. 
 
 
 
16 
Блок програмного забезпечення
Блок пристрою дозування та Блок
подачі реагентів перемішування
Блок подачі проби
Транспортна система з термостатуванням
Блок промивання
Блок іонометричний
пробірок
 
Рисунок 1.1 - Схема первинного перетворювача інформації для 
автоматичного іонометричного аналізу 
 
Безреактивний аналіз 
Застосування дискретних аналізаторів дозволяє не тільки 
механізувати послідовність операцій, що виконуються вручну, але і повністю 
виключити або, принаймні, звести до мінімуму деякі з них. В першу чергу це 
відноситься до операцій дозування і змішування розчинів. Весь аналіз можна 
виконати на одній тестовій платівці, яка складається з послідовності шарів 
пористих матеріалів (мембран), просочених розчинами необхідних реагентів. 
Переміщення розчину проби від шару до шару здійснюється самопливом, під 
дією дифузії або сили тяжіння. В окремих шарах можуть здійснюватися всі 
необхідні стадії пробопідготовки, розділення, проведення хімічних реакцій і 
вимірювання. 
 
 
17 
Подібним чином можна проводити не тільки процеси дифузійного 
транспорту і мембранного поділу компонентів розчину, але і фільтрування, 
селективну адсорбцію, стабілізацію реагентів, уповільнення процесів 
хімічної взаємодії, маскування та інші хімічні реакції, в тому числі за участю 
декількох реагентів. Такі тестові пластинки широко використовуються в 
кінетичних, особливо ферментативних методах аналізу. 
Мініатюрні тестові пластинки можуть служити одноразовими 
хімічними сенсорами (первинними перетворювачами інформації). 
Існують одноразові потенціометричні первинні перетворювачі 
інформації (одноразові іон-селективні електроди). Їх застосовують в 
медицині для визначення різних іонів біологічних рідин. Схема пристрою 
одноразового іон-селективного електрода для визначення калію наведена на 
рис. 1.2. 
вимірювальний електрод
електрод порівняння
аналізований
розчин
розчин
валіноміцин
порівняння
шар KCl
шар AgCl
шар Ag
підложка
іономір
 
Рисунок 1.2 - Схема визначення калію в сироватці крові за допомогою 
одноразового іон-селективного електрода 
 
Образно-знакова модель складається з двох ідентичних іон-
селективних електродів - для аналізованого розчину і розчину порівняння з 
відомою концентрацією калію. Електролітичний контакт між обома 
електродами здійснюється за допомогою смужки вологого паперу. 
 
 
18 
Концентрацію калію в уже згадуваному розчині знаходять, вимірявши 
різниця потенціалів між електродами. Переваги таких мініатюрних засобів 
клінічної діагностики полягають у наступному: 
- Дешевизна пристрою. 
- Відсутність необхідності періодичного поновлення іон-селективних 
мембран. 
- Відсутність забруднення мембрани в результаті адсорбції білків з 
плазми крові і пов’язаної з цим зниження чутливості. 
Очевидним недоліком будь-якого одноразового первинного 
перетворювача інформації є неможливість його повторного використання. 
 
Безперервний аналіз 
Безперервні аналізатори працюють за принципом аналізу в потоці. 
Розчин проби, буферу і всіх необхідних реагентів вводять в потік рідини, 
перемішують і реєструють аналітичний сигнал за допомогою відповідного 
первинного перетворювача інформації. Розрізняють проточні методи аналізу 
з використанням і без використання сегментації потоку. Для сегментації 
використовують бульбашки повітря, що вводяться в потік рідини з 
визначеною періодичністю. Методи з сегментацією потоку називаються 
методами безперервного проточного аналізу (БПА), а без сегментації – 
методами проточно-інжекційного аналізу (ПІА). 
 
Безперервний проточний аналіз (БПА) 
Метод безперервного проточного аналізу запропонував Л.Т. Скеггс в 
1958 р. Аналізований розчин подається за допомогою перистальтичного 
насоса в безперервний потік рідини, що містить реагент і буфер, і змішується 
з ним в змішувальній спіралі. Отриману суміш в ряді випадків піддають 
додатковим операціям, наприклад, термостатування або діаліз. Продукт 
реакції визначають в проточному осередку за допомогою відповідного 
первинного перетворювача інформації. Щоб зменшити розмивання зони 
 
 
19 
продукту реакції внаслідок дифузії, потік рідини сегментують за допомогою 
періодичного введення бульбашок повітря. Схема пристрою безперервного 
проточного аналізатора показано на рис. 1.3. 
 
термостат
сепаратор-змішувач
повітря
сепаратор
регенерат
насос-дозатор
проба
детектор
джерело світла
злив
 
Рисунок 1.3 - Схема безперервного проточного аналізатора з 
сегментацією потоку бульбашками повітря (згідно Скеггса) 
 
Перед детектуванням з потоку рідини видаляють бульбашки повітря 
за допомогою сепаратора. Можливо і детектування безпосередньо в 
сегментованому потоці. Перешкоди з боку бульбашок в цьому випадку 
усувають за допомогою електронних пристроїв. 
У БПА аналізаторах застосовують і багатоканальні насоси, 
керуючими декількома потоками реагентів. Пристрої для безперервного 
проточного аналізу дозволяють автоматизувати багато операцій хімічного 
аналізу: дозування розчину проби, поділ компонентів, розведення, додавання 
реагентів, перемішування, термостатування, витримка (інкубація) розчинів, 
вимір, обробку та представлення результатів. Часто використовують методи 
детектування: флуориметрію, фотометрію полум'я, потенціометрію з 
використанням іон-селективного електродів. 
Аналіз невідомого зразка можна поєднати з градуюванням, вводячи в 
аналізатор порції розчинів проби і стандартних розчинів в порядку, що 
чергується. 
 
 
20 
Застосування багатоканальних насосів дозволяє виконувати 
одночасно аналіз декількох проб або аналіз однієї проби на кілька 
компонентів. У механічному відношенні пристрій БПА-аналізаторів досить 
простий, тому він надійний в роботі. 
Недоліком методу є можливість забруднення розчинів в результаті 
тривалого руху по рідинної системі. Переобладнання БПА аналізаторів для 
вирішення іншої задачі здійснити складніше, ніж у випадку дискретних 
аналізаторів або при використанні технології ПІА. БПА аналізатори 
пристосовані лише для виконання безлічі серійних аналізів; виробляти 
окремі нерегулярні аналізи з їх допомогою неможливо або недоцільно. 
 
Проточно-інжекційні аналіз (ПІА) 
Подальшим розвитком проточних методів стало створення в 1974 р 
Пунгором і, незалежно, Ружичкою методу проточно-інжекційного аналізу. В 
цьому методі певний обсяг проби, близько 100 мкл, вводять в ламінарний 
несегментований безперервний потік рідини (носія або розчину реагенту) і 
здійснюють детектування приблизно через 30 с. Вперше потік рідини 
створювали самопливом, під дією сили тяжіння. Потім для цієї мети стали 
застосовувати високоефективні рідинні насоси. За своєю будовою проточно-
інжекційний аналізатор подібний з високоефективним рідинним 
хроматографом без розподільної колонки, представлений схемою на рис. 1.4. 
 
насос проба змішувач
реагент злив
інжектор детектор
 
Рисунок 1.4 - Схема рідинних потоків в одноканальному проточно-
інжекційному аналізаторі 
 
У ПІА зазвичай використовують перистальтичні насоси з круговим 
рухом притискних роликів. Вони дозволяють регулювати швидкість потоку в 
 
 
21 
межах від 0,0005 до 40 мл/хв. Для введення проби використовують вентилі, 
аналогічні вживаним у високоефективній рідинній хроматографії. Об’єми 
введеного розчину проби зазвичай складають від 10 до 30 мкл. 
Перемішування розчинів реагентів і проби відбувається під дією 
конвекції і дифузії. Повного перемішування при цьому зазвичай не 
досягається, і сигнал має форму піка, а не плато, представленого за 
допомогою рис. 1.5. 
 
плато
збільшення об'єму
введення проби
проби
час
 
Рисунок 1.5 - Вплив обсягу проби на форму і величину сигналу ПІА 
 
Зазвичай детектування проводиться іонометричним методом. 
Визначати зміст речовини можна як за площею, так і по висоті піку. 
Відповідним способом необхідно проводити і градуювання. У методі ПІА не 
потрібно повного завершення реакції, тому продуктивність методу дуже 
висока - до 100 і більше аналізів за годину (рис. 1.6). 
 
час
 
Рисунок 1.6 - Сигнал детектора при ПІА проби зі збільшенням 
концентрації. Кожну пробу аналізували три раз 
 
сигнал детектора
сигнал
 
22 
 
У рідинних системах для ПІА використовують дуже вузькі 
трубопроводи з діаметром, зазвичай не перевищуючим 0,5 мм. Швидкість 
потоку необхідно встановлювати дуже точно, щоб забезпечити відтворюване 
розмивання зон внаслідок дифузії. Розмивання зон характеризується 
величиною дисперсії D. Вона дорівнює відношенню концентрації 
аналізованого розчину С0 до концентрації С в максимумі піку: 
 
C
D  0  (1.1) 
C .                                                              
 
Дисперсія, що дорівнює одиниці, відповідає сигналу, що має форму 
плато (рис. 1.5). Це можливо лише в разі, якщо в потоці не відбувається ні 
перемішування зони продукту реакції з навколишньою рідиною, ні 
розведення аналізованого розчину. Однак, якщо реагент не міститься в 
потоці носія, а вводиться додатково, то розведення виявляється неминучим. 
Таким чином величини дисперсій в ПІА завжди більше одиниці. При 
збільшення як довжини змішувальної спіралі, так і швидкості потоку дисперсія 
зростає. При цьому внаслідок конвекції і дифузії змінюється також форма піка 
(з вихідної прямокутної вона стає розмитою) і збільшується його ширина (рис. 
1.7). 
 
конвекція та
джерело дисперсії конвекція радіальна дифузія дифузія
відсутнє
сигнал,
концентрація
час час час час
 
Рисунок 1.7 - Вплив конвекції і дифузії на концентраційний профіль 
зони визначаємого компонента і форми сигналу детектора 
 
 
 
23 
В ході подальшого розвитку ПІА стало можливим додаткового зменшити 
об’єми введеної проби. Отримали розповсюдженні інші методи детектування - 
потенціометричний з використанням ІСЕ, атомно-емісійний з ІСП, атомно-
абсорбційний. Перенесення звичайної методики хімічного аналізу в проточно-
інжекційні варіант, як правило, вимагає спеціального додаткового дослідження. 
Безпосередньо в ході проточно-інжекційного аналізу можна здійснити безліч 
видів пробопідготовки, таких як, встановлення рН, розсіювання під дією УФ - 
або мікрохвильового опромінення, діаліз, відгонка, екстракція, іонний обмін, 
розведення і т.д. 
В цілому метод ПІА краще для виконання невеликих серій аналізів, 
оскільки в ПІА переналаштування обладнання для виконання іншої методик 
простіше, ніж в БПА. Для виконання ж великий серії стандартних аналізів, а 
також досягнення максимально можливої автоматизації процесу краще 
виконувати БПА. Цей метод більш продуктивний зважаючи на можливості 
виконання одночасних паралельних аналізів за допомогою багатоканальних 
аналізаторів. Часто метод БПА виявляється і чутливішим, ніж ПІА, оскільки 
сегментація потоку бульбашками повітря зменшує дисперсію й розмивання 
піків. Однак при використанні попереднього концентрування метод ПІА по 
чутливості може перевершити БПА. 
У літературі представлені наступні класифікаційні ознаки проточно-
інжекційних систем: коефіцієнт дисперсії зразка, кількість детекторів, 
підходи до управління потоком розчину носія, тип використовуваних 
реакторів, тип проведення хімічної реакції, вид розведення, який заснований 
на розрізі зони проби, тип детектора, метод інжектування проби, тип 
змішувача. 
Порівняльні переваги і недоліки БПА та ПІА можна поділити 
наступним чином: 
1. Конструктивно ПІА простіше БПА в основному завдяки відсутності 
необхідності вводити і видаляти з потоку бульбашки повітря. 
 
 
24 
2. Продуктивність аналізу в ПІА приблизно вдвічі вище, ніж в БПА, і 
приблизно в два рази менше витрата проби і реагентів. 
3. Чутливість детектування вище в БПА, оскільки проба не 
розбавляється в проточній системі носієм. 
4. У БПА вище також точність і правильність результатів і результати 
менше залежать від коливань обсягу проби внаслідок краще вираженого 
концентраційного профілю в детекторі при рівноважному стані і можливості 
усереднення даних по всій горизонтальній ділянці реєстрованої кривої. 
Остання операція вимагає, природно, більш складної математичної обробки 
результатів. 
5. Завдяки сегментації потоку дифузійне розмивання зон в БПА 
набагато менше, що знижує ймовірність злиття зон в потоці. Істотною 
перевагою цього методу є можливість аналізу в тих випадках, коли для 
визначення потрібно порівняно великий час перебування в проточній 
системі, особливо при необхідності попереднього відділення визначаємого 
компонента. 
6. Перевага ПІА полягає в можливості застосовувати носії, що містять 
всі необхідні реагенти, і генерувати реагенти кулонометричним методом 
безпосередньо в потоці носія. 
Таким чином, ПІА найбільш придатний для експресного аналізу 
простих за складом об'єктів, в той час як переваги БПА найбільш повно 
реалізуються при аналізі більш складних проб. 
 
Центрифужний аналіз 
Методи проточного аналізу - БПА та ПІА - дозволяють, як правило, 
здійснювати лише послідовний аналіз проб. Якщо час аналізу досить великий 
як, наприклад в кінетичному методі, то ця обставина не дозволяє досягти 
високої продуктивності. Тому розроблені спеціальні аналізатори, призначені 
для одночасного аналізу цілої серії проб. Змішування розчинів усіх проб з 
розчином реагенту в них проводиться одночасно.  
 
 
25 
Конструктивно паралельний аналізатор влаштований у вигляді 
центрифуги. Тримач для проб має форму диска і має безліч гнізд, розміщених 
по периметру. 
Перед початком аналізу відсіки заповнюють відповідними розчинами, 
а потім на короткий час приводять диск в обертання зі швидкістю близько 
350 обертів в хвилину за допомогою центрифуги. При цьому під дією 
відцентрової сили розчини в кожному гнізді одночасно перемішуються і 
надходять у вимірювальний осередок. Іноді для прискорення перемішування 
використовують потік повітря. Після цього в кожному осередку можливо 
виміряти швидкість хімічної реакції за допомогою фотометричної індикації 
будь-яким доступним способом - методом фіксованого часу або по нахилу 
початкової ділянки кінетичної кривої. 
Такі аналізатори особливо часто використовують для визначення 
ферментів. На відміну від традиційного варіанту ферментативних методів, 
що застосовується для визначення субстратів, тут вивчають залежність 
швидкості реакції від концентрації ферменту, а не субстрату. 
 
Висновки до розділу 1 
 
Проведений аналіз наукових публікацій та досліджень із розробки 
комп’ютеризованих систем автоматичного контролю загального заліза в 
природних водах. Виконані теоретичні дослідження довели, що в таких 
системах спостерігається використання стандартного обладнання, що 
впливає на ефективність застосування елементів для пристроїв даних систем.  
Найважливіший параметр цих систем – вміст загального заліза, тому 
вимірювальний аналітичний контроль є обов'язковим елементом будь-якої 
комп’ютеризованих систем автоматичного контролю загального заліза в 
природних водах. 
 
 
26 
Використання безперервного аналізу дає можливість автоматизувати 
вимірювальний контроль та підвищити продуктивність аналізу до 700 
вимірювань на годину. 
Розроблені вимірювальні модулі при проектуванні 
комп’ютеризованих систем автоматичного контролю загального заліза в 
природних водах показали, що для досягнення заданої точності вимірювання 
необхідно до складу первинного вимірювального перетворювача ввести 
додаткові пристрої і розробити відповідне метрологічне забезпечення. 
На даний момент автоматичний оперативний контроль загального 
заліза в природних водах здійснюється з недостатньою точністю, а для 
деяких скважин та колодців взагалі не реалізується. 
Висновки, які дозволяють намітити основні направлення досліджень, 
є наступними: 
1. Для оцінки впливу застосування іон-селективних електродів на 
якість контролю загального заліза в природних водах нагальною є розробка 
метрологічного забезпечення первинних перетворювачів інформації. 
2. Доведена необхідність удосконалення методів розрахунку 
невизначеності вимірювання первинних перетворювачів, елементів для 
пристроїв комп’ютеризованих систем автоматичного контролю загального 
заліза в природних водах. 
 
 
 
27 
РОЗДІЛ 2 
ВДОСКОНАЛЕННЯ МЕТОДИКИ АНАЛІЗУ ЗАГАЛЬНОГО 
ЗАЛІЗА 
 
Розпізнати воду з підвищеним вмістом заліза нескладно. Вона має 
характерний іржавий колір і неприємний металевий присмак (якщо ви 
зважитеся її спробувати). При висиханні на тканині або поверхні раковини 
така вода залишить бурі розводи. У чому ж причина високого вмісту заліза у 
воді? В першу чергу, причина криється в джерелах водопостачання. Так, вода 
зі свердловини, вже може містити підвищену концентрацію заліза, якщо їм 
багата дана місцевість. 
Як повідомляють фахівці лабораторії «УкрХімАналіз», в середньому 
перевищення концентрації заліза фіксується в третій частині всіх 
проаналізованих проб. У той же час, в різних регіонах ситуація сильно 
відрізняється. Наприклад, за результатами моніторингу 2014 року, найбільше 
перевищення вмісту заліза зафіксовано у Львові. Найнижчі показники – у 
Харкові. Київ, Полтава, Одеса, Миколаїв, Черкаси – тут вміст заліза у воді не 
перевищує встановлених норм або нижче їх. 
Але часто причина високого вмісту заліза в воді – не природні 
особливості, а зношені труби. Часом це просто банальна іржа, що 
накопичилася за роки експлуатації. Але є і ще один фактор – так звані 
залізисті бактерії. Ними буквально «обростають» старі труби, а продукти їх 
 життєдіяльності потрапляють у воду, забруднюючи її. 
Норма вмісту заліза у воді (згідно ДСанПіН 2.2.4-171.10) – не більше 
0,2 мг/дм3. Наскільки небезпечне перевищення норми, і що буде, якщо 
постійно вживати таку воду? Всесвітня Організація Охорони Здоров’я 
вважає, що безпечною добовою нормою заліза для людини є 0,8 мг на 
кілограм ваги. Тобто для «передозування» потрібно випити дуже багато води 
з високим вмістом заліза. Правда, високий вміст заліза у воді додає їй 
характерний неприємний присмак, який не викликає бажання її пити. 
 
 
28 
Але металевий присмак далеко не найбільша проблема, стверджують 
фахівці. Саме по собі залізо не завдасть шкоди організму, проте воно має 
властивість накопичуватися в печінці. А це вже призводить до порушення 
роботи цього органу з усіма неприємними наслідками, що звідси випливають. 
Великий вміст заліза у воді негативно відображається на стані 
сантехніки і побутової техніки. Тривалентне залізо, що утворюється при 
окисленні (а простіше кажучи – іржа), осідає на трубах, кранах, деталях 
пральних і посудомийних машин. Все це призводить до скорочення їх 
терміну служби і частих поломок. 
В цьому випадку найраціональніший варіант витратиться на систему 
знезалізнення води. Адже установка спеціального фільтра обійдеться 
дешевше, ніж заміна побутової техніки, не кажучи вже про шкоду для 
здоров’я. 
 
2.1 Основні вимоги, що висуваються до якості води 
 
Основними вимогами, що висуваються до якості води, є  
1. Безпека в бактеріологічному відношенні 
2. Безпека хімічного складу 
3. Сприятливі органолептичні властивості 
 
Таблиця 2.1 - Органолептичні показники 
Найменування показника Норма, не більше 
Запах при 200С та при нагріванні до 600С, бали 2 
Смак і присмак при  200С, бали 2 
Мутність, мг/л 1,5 
Кольоровість, град 20 
 
 
Таблиця 2.2 - Показники, що впливають на органолептичні 
 
 
29 
властивості води 
Найменування показника Норма, не більше, мг/л 
Залізо загальне 0,3 
Жорсткість загальна, ммоль/л 7 
Водневий показник 6,0-8,5 
 
2.2 Характеристика забруднюючих речовин 
 
Загальне залізо 
Залізо постійно є в поверхневих і природних водах у вигляді солей 
заліза, тобто у вигляді іонів Fe2+и Fe3+. ГДК заліза у воді не повинна 
перевищувати 0,3 мг/л, у воді водоймищ 0,5 мг/л. Підвищений вміст заліза у 
воді надає їй бурого кольору і залізистий присмак. Крім того, наявність у воді 
солей заліза (2) сприяє розвитку залізистих бактерій, колонії яких забивають 
труби, затримуючи рух рідини у них. 
Роздільне визначення заліза (3) і заліза (2) у воді повинно визначатися  
одразу біля джерела водозабору, тому що залізо (2) у повітрі швидко 
окислюється і випадає у осад. У тих випадках, коли немає можливості 
виконати визначення на місці відбору проби, їх слід консервувати. Для цього 
проби підкислюють розчином соляної кислоти (1:1) з розрахунку 10 мл 
розчину соляної кислоти на 250 мл відібраної води. Консервовану пробу 
можна зберігати до 72 годин. 
Для визначення заліза використовують колориметричні методи 
аналізу з використанням орто-фекантроліну, сульфасаліцилату натрію, 
роданіду амонію або калію. 
Водневий показник 
Невелика частка молекул води дисоційована на водневі й гідроксильні 
іони. У хімічно чистій воді молярні концентрації згаданих іонів дорівнюють 
одна одному, складаючи при 250С 10-7моль/л. Таким чином, добуток двох 
концентрацій дорівнює 10-14. Цей добуток зберігає постійну величину і в 
 
 
30 
присутності речовин, при дисоціюванні  яких звільняються водневі й 
гідроксильні іони. Тому достатньо визначити концентрацію одного з них. 
Практично визначають концентрацію водневих іонів. 
Оскільки концентрація водневих іонів може досягати різних значень у 
межах різних порядків, прийнято відображати її значенням рН, що є 
від'ємний десятинний логарифм: 
 
[Н+] = 10-рН   рН = - lg[Н+].                         (2.1) 
 
Визначення концентрації водневих іонів проводять в інтервалі від 1 до 
10-14 моль/л, що відповідає значенню рН від 0 до 14. 
Значення рН=7 відповідає нейтральному стану розчину, зниження 
цього значення – кислотному, а підвищення – лужному. 
Значення рН є важливим показником кислотності або лужності води, 
показує вміст речовин, що викликають відповідну кислотність або лужність. 
Воно служить допоміжним значенням при різноманітних аналітичних 
розрахунках. У більшості природних вод концентрація водневих іонів 
обумовлена лише відношенням між концентраціями вільного двоокису 
вуглецю і гідрокарбонат-іона. У цих випадках значення рН коливається від 
4,5 до 8,3. На значення рН може впливати завищений вміст гумінових 
речовин, поглинання СО2 у процесі фотосинтезу, а в окремих випадках також 
і підвищений вміст солей, що піддані гідролізу та ін. У забруднених 
поверхневих водах, крім цього, можуть міститися і інші речовини, в тому 
числі сильні кислоти та основи. 
Значення рН знаходять електрометричним методом, вимірюючи 
потенціал, що виникає на відповідному вимірюючому електроді. 
Враховуючи, що рН нерідко є результуючим значенням рівноваги речовин 
змінного складу, рекомендується проводити визначення відразу після відбору 
проби. Якщо це неможливо, то рекомендується до місця аналізу пробу 
доставляти в спеціальній пляшці (кисневій склянці). 
 
 
31 
 
2.3 Визначення рН, провідності, мінералізації (солевмісту) 
 
Прилади 
Multilane P-4 
Комбінований рН – електрод зі вбудованим температурним датчиком 
Sen Tix 
Датчик загального кисню Cello x 525 
Склянка для повітряної калі бровки oxi Cal R – S4 
Стандартний елемент провідності Tetra Con R – 325 
 
Посуд 
Скляночки – 4 шт. ємністю 100 мл 
 
Реактиви 
Буферні розчини – 1,18, 4,01, 6,28, 7,01, 9,18 
Стандартний розчин KCl – 0,01 моль/л 
 
Хід роботи 
Перед роботою калібрується кожний електрод – рН – електрод - 
буферними розчинами. 
Датчик загального кисню - за допомогою склянки для повітряної 
калібровки. 
Стандартний елемент провідності – розчином KCl – 0,01 моль/л. 
 
Визначення рН 
Підключити рН – електрод. Встановити режим вимірювання – 
значення рН/напруга. За допомогою клавіш «» або вибрати вимірювання 
"рН value", встановити вимірювання рН/mV. 
Занурити електрод у розчин і зняти з дисплея показники. 
 
Визначення загального кисню 
Підключити датчик загального кисню. Встановити режим 
 
 
32 
вимірювання – концентрація насичення загального кисню. Помістити датчик 
у розчин, за допомогою клавіш «» або  переключити функції вимірювання 
"концентрація кисню" та "насичення кисню", зняти показники з дисплею. 
 
Визначення мінералізації і провідності 
Підключити стандартний елемент провідності. Встановити режим 
вимірювання – провідність/мінералізація. Занурити приладну комірку у 
визначає мий розчин. За допомогою клавіш «» або вибрати вимірювання 
функції "Conductivity" або "Salinity". Зняти показання з дисплея. Занести дані 
до протоколу. 
 
2.4 Виконання експерименту по визначенню загального заліза 
Визначення загального заліза. Аліквотну частина аналізованого 
розчину об'ємом 10 мл, обміреного піпеткою, внесіть в конічну колбу 
ємністю 200 мл, додайте 5 мл концентрованої соляної кислоти і 3-4 гранули 
металевого цинку. Закрийте колбу маленькою лійкою, нагрійте суміш на 
піщаній бані (реакція не повинна йти занадто бурхливо) до знебарвлення 
розчину і повного розчинення цинку. Розчин охолодіть водою під краном, 
додайте 5 мл суміші Рейнгарда-Циммермана, 100 мл води і при інтенсивному 
перемішуванні повільно оттитруйте розчином перманганату калію до появи 
блідо-рожевого забарвлення стійкою протягом 30 с. 
 
2.5 Загальні вказівки для проведення градуювання і вимірювань 
в режимах вимірювання концентрації загального заліза в природних 
водах 
 
Розроблюємий прилад для вимірювання загального заліза в природних 
водах являє собою прилад вагою до 150 грам, легко і зручно поміщається в 
руці. 
Прилад оснащений кольоровим дисплеєм, що дозволяє легко, без 
напруги очей, розглянути інформацію, як в темному приміщенні, так і при 
яскравому освітленні. Роздільна здатність дисплея 160  128 точок. На екрані 
 
 
33 
розміщується до 8 текстових рядків. 
Графічний РКІ H1 від дисплея Nokia-3310 підключений до ліній 
апаратного інтерфейсу SPI МК PB5 (MOSI). Живеться РКІ напругою + 3 В 
через резистор R19. Для підсвічування РКІ використані чотири окремих 
білих світлодіода HL1 ... HL4. 
Під дисплеєм розташовані п'ять кнопок. Кнопки тактові SB1 ... SB5 - 
4-х вивідні розмірами 667,5мм. 
Для підключення щупів використаний роз'єм X2 CKX-3.5-05 - під 
стандартний аудіо штекер. З нижньої (зворотної) сторони розташований 
батарейний або акумуляторний відсік. Живлення нітрат-тестера здійснюється 
від акумуляторної батареї. Акумулятор GB1 - фірми TDT ємністю 380 
мАгод. 
У нижній частині розташований знімний ковпачок, що захищає 
користувача від випадкових зіткнень з гострим вимірювальним зондом. 
Контакт з аналізованих продуктом проводиться за допомогою 
вимірювального зонда, розташованого під ковпачком. 
У комплект поставки входить зарядний пристрій. 
Структурна схема приладу представлена на рисунку 2.1. 
Градуювання в режимах вимірювання концентрації загального заліза в 
природних водах  проводити щодня перед початком вимірювань. 
Вибирати необхідні для градуювання зразкові розчини (розчини 
порівняння) з урахуванням наступних рекомендацій: 
- для проведення градуювання необхідно не менше двох розчинів 
порівняння; 
- приготування розчинів порівняння проводити відповідно до 
методики. 
- передбачуваний результат вимірювання повинен знаходитися в 
інтервалі між значеннями концентрацій вибраних розчинів порівняння. 
- якщо передбачуване значення вимірюваної концентрації невідомо, 
градуювання слід проводити за всіма чотирма розчинів порівняння, 
 
 
34 
зазначеним в таблиці 2.3. 
 
Датчик Датчик 
рН солевмісткості 
Підсилювач 
сигналу Клавіатура 
АЦП Мікроконтролер РК-індикатор 
Блок 
калібровки 
 
Рисунок 2.1 - Структурна схема приладу 
 
Градуювання рекомендується починати з розчину з найменшим 
значенням концентрації нітратів (найбільшим номером). 
 
Таблиця 2.3 - Розчини порівняння  
Молярна Масова концентрація загального заліза 
Номер концентрація мг/кг(мг/дм3) 
розчину загального Режим виміру 
порівняння заліза 
2 3 4 5 6 7 
моль/дм3 
1 0,1 31000 6200 15500 31000 62000 310000 
2 0,01 3100 620 1550 3100 6200 31000 
3 0,001 310 62 155 310 620 3100 
4 0,0001 31 6,2 15,5 31 62 310 
 
 
35 
 
Порядок проведення градуювання приладу в режимах вимірювання 
концентрації загального заліза в природних водах 
Перед проведенням градуювання включити прилад і витримати його у 
включеному стані не менше 10 хвилин (якщо прилад не вимкнений). 
Підготувати розчини порівняння. 
Підготувати вимірювальний і допоміжний електроди відповідно до 
документації на них, підключити електроди до приладу і ретельно промити їх 
дистильованою водою. 
Встановити режим вимірювання. 
Виконати операції, аналогічні проведеним під час градуювання в 
режимі вимірювань рХ (рН). 
При зміні розчинів вимірювальний залізо-селективний електрод 
промивати тим розчином, за яким буде проводитися градуювання. 
Після закінчення градуювання вимірювальний залізо-селективний 
електрод промити два рази розчином порівняння і витримати до проведення 
перевірки правильності градуювання в розчині, зазначеному в паспорті на 
використовуваний залізо-селективний електрод. Допоміжний електрод 
промити дистильованою водою і висушити. 
 
Перевірка правильності градуювання приладу в режимах вимірювання 
концентрації загального заліза в природних водах 
Проводити перевірку правильності градуювання слід відразу після 
проведення градуювання. 
Перевірку проводити на тих розчинах, значення концентрації 
загального заліза в природних водах в яких, близько до вимірювального 
значення. 
Перевірку рекомендується починати з розчину меншої концентрації. 
Для проведення перевірки градуювання необхідно виконати наступні 
операції: 
 
 
36 
-  встановити режим вимірювання; 
- встановити розмірність вимірювання «мг/кг»; 
- промити залізо-селективний і допоміжний електроди розчином 
порівняння, на якому проводиться перевірка правильності градуювання; 
- опустити електроди в розчин порівняння, дочекатися встановлення 
показань на табло приладу (не менше двох хвилин) і вважати результат 
вимірювання. Вимірювання провести три рази.  
 
Висновки до розділу 2 
 
В результаті розробки системи одночасного вимірювання загального 
заліза, рН, нітритів у природних водах: 
- найкращими первинними перетворювачами інформації є 
іонселективні електроди; 
- під час одночасного вимірювання загального заліза, рН, нітритів у 
природних водах необхідно проводити вимірювання температури та вносити 
корекцію зміни температури в кінцевий результат. 
Під час проведення калібрування іонселективних електродів 
необхідно використовувати розроблену методику приготування стандартних 
розчинів. 
 
 
37 
РОЗДІЛ 3 МЕТОДИ МОДЕЛЮВАННЯ МАСОПЕРЕНОСУ 
ЗАГАЛЬНОГО ЗАЛІЗА В ПРИРОДНИХ ВОДАХ 
 
3.1 Модель конвективного переносу вздовж лінії течії 
 
Дану модель, яку ще називають «поршневою», доцільно 
використовувати для прогнозування міграції за наявності потужних джерел 
надходження та відбору води (свердловини, водовідстійники тощо), які 
суттєво змінюють природний потік природних вод. В умовах високих 
швидкостей фільтраційного потоку вплив конвекції на міграцію речовин стає 
більш вагомим порівняно з гідродинамічною дисперсією. Тоді для 
попередніх оцінок можна знехтувати дисперсією і вважати, що перехідна 
зона між областями потоку з мінімальною та максимальною концентрацією 
відсутня. Розчинені та зважені речовини мігрують виключно вздовж ліній 
течії фільтраційного потоку. 
Швидкість міграції речовини, що не сорбується, визначається за 
формулою: 
 
dl 
   ,                                                      (3.1) 
m
dt n
0
де l – довжина, відлічувана вздовж лінії течії; 
t – час; 
v – швидкість фільтрації; 
n0 – активна пористість. 
 
Горизонтальні компоненти швидкості фільтрації визначаються так: 
 
Ф H
   K
x
х x
,                                                 (3.2) 
Ф H
   K
y
y y
 
 
38 
де Ф – потенціал швидкості, Ф = – K Н; 
K –коефіцієнт фільтрації; 
Н – напір. 
 
Замість напору можна використовувати його перевищення над певним 
усталеним рівнем. 
Потенціал Ф пов'язаний з функцією течії  співвідношеннями Коші–
Рімана: 
 
Ф  Ф 
 ,  .                                       (3.3) 
x y y x
 
Отже, якщо відомий вираз для напору Н або потенціалу Ф, за 
співвідношеннями (3.3) можна знайти функцію течії . Лінії рівних 
потенціалів Ф = const та лінії течії  = const утворюють ортогональну 
гідродинамічну сітку руху. З точки зору фільтрації функція течії кількісно 
характеризує витрату потоку. 
За формулами (3.1) і (3.2) розраховується нестаціонарна міграція у 
стаціонарному фільтраційному потоці, отже, коливання напору у часі не 
враховуються. Визначені за таким підходом зони впливу водозаборів та 
відповідні оцінки зон поширення речовин є усередненими. 
Розглянемо більш детально випадок одиночної свердловини на 
віддаленості від межі та поблизу межі з рікою. Виокремимо в області потоку 
смугу, обмежену лініями течії, зі значеннями функції течії на них 1 та 2 
(рисунок 3.1). Витрата підземної води через неї розраховується за формулою: 
 
Q     m ,                                            (3.4) 
1,2  2 1 
де m – потужність водоносного горизонту. 
 
В області живлення водозабору має виконуватися співвідношення: 
 
 
39 
Q
  .                                                       (3.5) 
2m
 
Q
На нейтральній лінії течії   , на головній –  = 0. 
2m
У розглянутій схемі ділянка надходження речовини до водоносного 
горизонту обмежена лініями течії. Тоді концентрація речовини у воді, 
відкачуваній свердловиною, визначається за правилом змішування: 
 
C Q  Q   C Q
0 1,2 p 1,2
C  ,                                          (3.6) 
s
Q
де C0 – концентрація речовини у чистій воді; 
Ср– концентрація речовини на ділянці її надходження до водоносного 
горизонту; 
Q –дебіт свердловини. 
 
Схема фільтрації до одиночного водозабору подані на рисунку 3.2. 
Основні формули наведені у таблицях 3.1 – 3.4. Тут позначено: 
R – радіус впливу свердловини, м; 
q – питома витрата природного фільтраційного потоку, м2/добу, q = v 
m; 
rf та xf – положення фронту фільтрації речовини на головній лінії течії 
в момент tf, 
rf,0 та х0– початкове положення фронту; 
d – найкоротший відрізок між свердловиною та межею. 
 
 
 
40 
 
Рисунок 3.1 - Схема змішування чистих та забруднених вод 
 
 
а)                                                                 б) 
Рисунок 3.2 - Схеми фільтрації до одиночного водозабору, що 
розташований:в потоці з природним градієнтом на віддаленості від ріки (а),в 
потоці без природного градієнта поблизу ріки (б) 
 
Формули справедливі у випадку обмеженої за площею ділянки 
надходження речовин до водоносного горизонту. Якщо межа, що розділяє 
зони з чистою та забрудненою водою, являє собою пряму на відстані ra від 
свердловини (рис. 3.3), то основні параметри міграції визначаються за такими 
формулами: 
а) положення фронту фільтрації: 
 
 
41 
 
2
r Qt
r  a  ,                                        (3.7) 
f 2
cos q  n mn
e 0
 
б) час міграції речовини до водозабору при r << ra: 
 
2
 n mn r
t  e 0 a ,                                                (3.8) 
f 2
Q cos 
 
в) приплив забруднених вод до водозабору: 
 

Q  Q,
p

 .                                         (3.9) 
2
 n mn r
  arccos e 0 a
Qt
 
У випадку декількох свердловин слід розрахувати картину течії та 
визначити смуги, в межах яких мігрує основна маса речовини. Далі за 
формулами (3.1) і (3.2) розраховується швидкість течії у межах цих смуг, а за 
формулами (3.4) та (3.6) – приплив води від джерела речовини до свердловин 
та максимальна концентрація у воді водозабору після змішування. 
Результати, отримані на основі описаної «поршневої» схеми 
(конвективного переносу), слід використовувати для попередніх оцінок, 
зважаючи на нехтування впливом гідродинамічної дисперсії. 
Основні закономірності зміни якості вод на водозаборах. Цей процес 
зумовлений підтягуванням до водозабору некондиційних вод, як правило, з 
підвищеною мінералізацією. Її значення при цьому змінюється в інтервалі від 
C0 до Cp, а динаміка зміни визначається розташуванням та дебітами 
свердловин, фільтраційними властивостями порід та геометрією пласта, 
параметрами природного потоку природних вод тощо. 
 
 
42 
Можливі три основні випадки засолення вод на водозаборі: повне, 
часткове, спадне (рис. 3.4). Повне засолення має місце, наприклад, якщо 
солоні підземні води розташовані вище за потоком (рис. 3.2, а), а межа, 
розділяє з прісними водами, повністю перетинає область живлення 
водозабору. Часткове засолення відбувається у разі розташування 
свердловини поблизу берега і часткового підтягування некондиційних 
річкових вод (рис. 3.2, г) або у випадку, коли свердловина розташована 
поблизу межі поділу прісних та солоних вод відповідно до схеми на рис. 3.3. 
Тоді максимально можливе значення мінералізації Cс буде у діапазоні від C0 
до Cp. Спадне засолення може виникнути, коли солоні води знаходяться в 
області живлення водозабору нижче за потоком відносно свердловини. Тоді 
після тимчасового зростання мінералізація зменшуватиметься за рахунок 
заміщення солоних вод прісними, що надходять зверху за потоком. 
 
 
Рисунок 3.3 - Схема припливу солоних вод від прямолінійного 
контуру: 1 – свердловина, 2 – початкове положення межі, 3 – положення межі 
після початку відбору води 
 
 
 
43 
 
Рисунок 3.4 - Динаміка засолення водозабору: 1 – повного, 2 – 
часткового, 3 – спадного 
 
Уточнення межі поділу прісних і некондиційних вод. Положення цієї 
межі може помітно відрізнятися від того, що прогнозується для рідин з 
однаковою густиною. З точки зору практики важливими вважаються такі 
задачі: 
1) оцінка форми і довжини межі поділу важкої (солоної) і легкої 
(прісної) рідин; 
2) врахування впливу густини розчину, що витікає через днище 
водовідстійника, на швидкість вертикальної міграції солей; 
3) прогноз підтягування до водозабору мінералізованих вод, 
розташованих нижче від забою свердловини. 
Контакт між прісною водою і розчином солей, що надходять у слабо 
похилий пласт, являє собою певну криву у вертикальному перерізі. В разі 
значної довжини контакт між рідинами можна вважати прямою похилою 
лінією. Середина контакту близька до положення фронту фільтрації, тобто до 
межі поділу рідин з однаковою густиною у «поршневій» схемі. 
Більш важкі солоні води швидше рухаються у нижній частині пласта, 
опереджаючи фронт фільтрації; а на покрівлі, навпаки, межа поділу вод 
 
 
44 
відстає від нього. Якщо в пласті мігрує більш легка рідина (наприклад 
нафтопродукти), то положення межі поділу змінюється: легка рідина швидше 
рухається біля покрівлі пласта, але відстає від фронту фільтрації у нижній 
частині. 
Довжину межі поділу і швидкість її руху можна визначити за такими 
наближеними формулами [18]: 
 
cos
L  A Km t
b
n ,                                   (3.10) 
q sin
   K
b
nm n
 
де  - додатковий гравітаційний градієнт, зумовлений різницею 
 
густини,   1 2 , тут 1 і 2 – питома вага розчину, що надходить у пласт, 

2
та прісної води відповідно, 
 – кут нахилу пласта до горизонту (інші позначення див. вище), 
А – числовий коефіцієнт, значення якого, за даними різних авторів, 
лежать у діапазоні від 1,53 до 2,2 [18]. 
Зазначимо, що така точність прийнятна для попередніх оцінок 
довжини контакту Lb, зважаючи на можливий ефект гідродинамічної 
дисперсії. 
З другого виразу (3.10) випливає, що в горизонтальних пластах ( = 0) 
q
межа поділу рідин рухається зі швидкістю   , тобто аналогічно 
b ,0
nm
витисненню однієї рідини іншою з однаковою густиною. В похилих пластах 
швидкість руху залежить також відзнака   та кута нахилу . Якщо   та  
одного знака, то vb,0 < vb, якщо різного – то vb,0 > vb. 
3
У разі руху розсолів у вертикальному напрямку (  ,sin  1 ) 
2
 
 
45 
швидкість фільтрації згідно з (3.10) становитиме: 
 
q K
   .                                               (3.11) 
b
nm n
 
Таким чином, важкі розсоли з високою мінералізацією фільтруються 
вниз з більшою швидкістю. 
Вплив різної густини мінералізованих вод необхідно враховувати 
також у разі водовідбору з недовершеної свердловини, нижче забою якої 
знаходяться більш важкі солоні води. Для цієї схеми можна визначити так 
званий максимальний «безсольовий» дебіт Qfm. При експлуатації 
свердловини з дебітом Q <Qfm можна взагалі уникнути підтягування солоних 
вод знизу. Величину Qfm розраховують за формулою: 
 
2 2
m  l
f f
Q  K  ,                                               (3.12) 
fm 1
 r 
ln с
 
 r 
0 
де K1 – коефіцієнт фільтрації у пласті, що містить прісну воду, 
mf – потужність цього пласта, 
lf – довжина фільтра в цій зоні, 
rc – радіус контуру пласта, 
r0 – радіус свердловини. 
Час спадання «куполу» солоних вод можна приблизно розрахувати за 
формулою: 
 
am n m  z
f f 1
t  ln ,                                   (3.13) 
d Δγ m  z
f 2
 
де а- коефіцієнт змінюється в діапазоні від 1 до 3. 
 
 
 
46 
3.2 Розрахунок міграції солей загального заліза в областях 
живлення водозабору 
 
Локальне джерело надходження солей до природних вод обмежується 
лініями течії, що проходять через точки з координатами (x1, y1) та (x1, y2). 
Мінералізація розчинів у джерелі Ср = 10 г/л, мінералізація прісних вод С0 = 
0,3 г/л. Швидкість природного потоку природних вод v = 0,01 м/добу, 
потужність водоносного горизонту m = 10 м, активна пористість n = 0,3, дебіт 
свердловини Q = 100 м3/добу, ефективна пористість ne= 1,0. 
Розглянути окремо два джерела шириною 40 м, положення яких 
задається координатами: 
 
1) x1 = 150 м, y1 = 130 м, y2 = 170 м; 
 
2) x1 = 150 м, y1 = – 20 м, y2 = 20 м. 
 
Необхідно вирішити наступні задачі: 
 визначити, чи потрапляють джерела в область живлення 
водозабору; 
 оцінити час підходу фронту солей та мінералізацію у водозаборі 
для обох випадків; 
 визначити, для якого джерела мінералізація води у водозаборі 
буде меншою; 
 оцінити, як зміниться час міграції солей на головній лінії течії у 
разі віддалення джерела на 300 м від свердловини. 
 
Питома витрата природного потоку природних вод обчислюється як q 
= v m, отже, q = 0,1 м2/добу. 
За формулами з таблиці 3.2 визначимо координати характерних точок 
на нейтральній лінії течії: 
 
 
47 
– точка застою нижче по потоку відносно свердловини: 
 
xp= – 195,2 м, у = 0; 
 
– точки, що обмежують область живлення на осі Оу:  
 
х=0, у = 250 м та х = 0, у = –250 м; 
 
– максимальна ширина області живлення вверх по потоку сягає: 
 
500 + 500 = 1000 м. 
 
З урахуванням умови (3.5) в області живлення має задовольнятися 
нерівність   5 . Значення функції течії в характерних точках становлять: 
– для першого джерела: 
–  
100 130 0,1 130
 x , y   arctg   2,43 . 
1 1
2 10 150 10
100 170 0,1 170
 x , y   arctg   3,05 . 
1 2
2 10 150 10
 
– для другого: 
 
100 20 0,1  20
 x , y   arctg   0,41 , 
1 1
2 10 150 10
100  20 0,1  (20)
 x , y   arctg   0,41 . 
1 2
2 10 150 10
 
Як бачимо, всі обчислені значення менші за 5, отже, обидва джерела 
повністю потрапляють до області живлення водозабору. 
Час міграції від першого джерела, що не знаходиться на головній лінії 
 
 
48 
течії, наближено визначається за формулою (3.1). Для цього треба розбити 
відрізками ділянку лінії течії, що проходить через середину джерела та 
свердловину, обчислити середні значення на кожному відрізку та виконати 
чисельне інтегрування. Виконаємо цю процедуру для смуги течії між 
точками (х1, у1) і (х1, у2), не поділяючи її на ділянки. 
Отже, лінія течії з’єднує точки з координатами (0, 0) та (150, 140). 
Середнє значення швидкості визначаємо в точці, близькій до середини цієї 
кривої – у точці (75, 70): 
 
 100 75 0,1
      0,021  м/добу, 
x 2 2
 2 10  75  70  10 
100 75
    0,011  м/добу. 
y  2 2
2 10  75  70 
 
Таким чином, модуль швидкості фільтрації у цій точці становить: 
 
2 2
     0,024 м/добу. 
x y
 
Мінімальна довжина лінії течії Lt дорівнює довжині відрізка, який 
поєднує дві граничні точки, отже, Lt  205,2 м. Час міграції уздовж цієї лінії 
оцінюється як: 
 
L n 205,2 0,2
t  t   1732  доби (4,75 року). 
f
 0,024
 
Приплив мінералізованої води від цього джерела обчислюється за 
формулою(3.4): 
 
Q    m  3,05  2,4310  6,2  м3/добу, 
1,2 2 1
 
 
 
49 
а середня мінералізація у водозаборі – згідно з (3.6): 
 
0,3  (100  6,2)  10 6,2
C   0,9  г/л. 
s
100
 
Час міграції від другого джерела розраховуємо за формулою з табл. 
3.2: 
 
1 10 0,2  0 159,2 
t  150  0 159,2  ln   886  діб, 
f
0,1  150 159,2 
 
тобто 2,43 року. Визначаємо приплив мінералізованої води від цього 
джерела: 
 
Q  0,41  0,4110  8,2 м3/добу, 
1,2
 
і середню мінералізацію у водозаборі: 
 
0,3  100  8,2 10 8,2
С   1,1  г/л. 
s
100
 
Отже, мінералізація у водозаборі буде більшою для джерела, 
розташованого на головній лінії течії, час міграції від нього вдвічі менший. 
Оцінимо час міграції у разі відстані джерела 300 м уверх по потоку від 
свердловини. 
Для першого джерела наближено визначимо швидкість фільтрації між 
точками з координатами (0, 0) та (450, 140) у середній точці (225, 70): 
 
vx = 0,012 м/добу, vy = 0,002 м/добу, v = 0,0126 м/добу. 
 
 
 
50 
Мінімальна довжина лінії течії між двома крайніми точками сягає 471 
м, отже, tf = 7480 діб  20,5 року. Таким чином, час міграції збільшиться у 
4,3раза. 
Для другого джерела, що знаходиться на головній лінії течії, час 
міграції складе: 
 
1 10 0,2  0  159,2 
t  
450  0  159,2ln   4727  діб, 
f
0,1  450  159,2 
 
тобто 12,95 року, отже, час міграції збільшиться у 5,3 рази. 
Для уточнення цих значень треба розбити лінію течії на кілька 
ділянок і визначити компоненти швидкості та час міграції для кожної з них. 
 
3.3 Розрахунок мінералізації загального заліза в природних водах 
 
Береговий водозабір розташований у водоносному горизонті, де 
практично відсутній природний потік природних вод, а свердловина дебітом 
Q розташована на відстані d від ріки (рис. 3.2, б). Річкові води з 
мінералізацією Cр = 1,5 г/л підтягуються до водозабору. Природна 
мінералізація природних вод C0 = 0,5 г/л, пористість водоносного горизонту n 
= 0,3, його потужність m = 10 м. 
 
Необхідно вирішити наступні задачі 
 приплив річкових вод до свердловини через ділянку берега 
довжиною 2d та 6d, розташовану симетрично осі Ох; 
 час підтягування річкових вод найкоротшим шляхом; 
 час міграції річкових вод до свердловини від точок на берегу з 
координатами (0, d) та (0, 3d); 
 мінералізацію відкачуваних вод у ці моменти часу. 
Розрахунки провести для двох варіантів розташування водозабору та 
 
 
51 
значення дебіту: 
 
1)x0 = 100 м, Q = 120 м3/добу;  
 
2) x0 = 150 м, Q = 200 м3/добу. 
 
Приплив річкових вод на ділянці річки заданої ширини обчислюємо за 
формулою з табл. 3.3. Розраховуємо функцію течії у граничних точках 
ділянки шириною 2d: 
 
100  100 100
  
0,100   arctg  arctg   2,5  м2/добу, 
2 10  100  0 100  0 
 0,100   2,5  м2/добу. 
 
Отже: 
 
Q    m  2,5  2,510  50  м3/добу. 
1,2 2 1
 
Тобто половина припливу річкових вод до свердловини проходить 
через ділянку берега довжиною 2d. Для ділянки довжиною 6d: 
 
100  300 300
  
 0,300  arctg  arctg 2
  3,97  м /добу, 
2 10  100  0 100  0 
0,300   3,97  м2/добу. 
 
Таким чином: 
 
Q    m  3,97   3,9710  79,5  м3/добу. 
1,2 2 1
 
Тобто близько 80 % припливу річкових вод до свердловини проходить 
 
 
52 
через ділянку берега довжиною 6d. 
Час міграції найкоротшим шляхом визначається за формулою для tf з 
табл. 3.3, в якій приймається x0 = 0, xf = 100 м. Тоді: 
 
 10 0,3
t   3 3
100  3 100  524  доби. 
f
3 120 100
 
Час міграції від граничних точок ділянок шириною 2d і 6d визначимо 
аналогічно тому, як це проведено у  попередній математичній моделі, 
оцінивши середні швидкості у точках, близьких до середини ліній течії. 
Для першої ділянки у точці з координатами (50, 50): 
 
100  100  50 100  50 
       0.032  м/добу, 
x  2 2 2 2
2 10  100  50  50 100  50  50 
100  50 50 
       0.028  м/добу. 
y 2 2 2 2
2 10  100  50  50 100  50  50 
 
а модуль швидкості фільтрації 2 2
     0,042  м/добу. 
x y
 
Мінімальна довжина лінії течії дорівнює довжині відрізка між 
граничною точкою ділянки на березі та водозабором і становить 141,2 м; з 
урахуванням її кривизни можна прийняти довжину Lt = 150 м. Тоді час 
міграції уздовж неї: 
 
L n n 150 0,3 1,0
t  t 0 e   1071  доба (2,94 року). 
 0,042
 
Для другої ділянки у точці з координатами (50, 150): 
 
 
 
53 
100  100  50 100  50 
       0.0085  м/добу, 
x  2 2  2 2
2 10  100  50 150 100  50 150 
100  150 150 
       0.0042  м/добу, 
y  2 2 2 2
2 10  100  50 150 100  50 150 
 
а модуль швидкості фільтрації 2 2
     0,0095  м/добу. 
x y
Мінімальна довжина лінії течії дорівнює довжині відрізка між 
граничною точкою ділянки на березі та водозабором і становить 316,2 м; з 
урахуванням її кривизни можна прийняти довжину Lt = 320 м. Тоді час 
міграції уздовж неї: 
 
L n n 320 0,3 1,0
t  t 0 e   10105 діб. 
 0,0095
 
Мінералізація у свердловині обчислюється за формулою (3.6). Для 
двох ділянок відповідно одержуємо такі значення: 
0,5 50  1,5 50
С   1,0  г/л. 
s
100
0,5  20,5 1,5 79,5
С   1,3  г/л. 
s
100
 
3.4 Порівняння якості води у водозаборі 
 
У результаті підтягування річкової води збільшується мінералізація 
води, відкачуваної береговим водозабором. Швидкість природного потоку 
природних вод v = 0,01 м/добу, потужність водоносного горизонту m = 10 м, 
пористість n = 0,3. Дебіт свердловини, що розташована на відстані d від 
берега, позначимо Q. Мінералізація річкових вод Сr = 2 г/л, природних – С0 = 
0,3 г/л. 
Порівняти якість води у водозаборі та мінімальний час міграції 
 
 
54 
річкових вод до свердловини для двох варіантів її розташування і значення 
дебіту: 
 
1) d = 100 м, Q = 100 м3/добу; 
 
2)d = 150 м, Q = 200 м3/добу. 
 
Питома витрата природного потоку природних вод обчислюється як q 
= v m, отже, q = 0,1 м2/добу. 
Для першого варіанта розташування свердловини та дебіту ширина 
ділянки припливу річкових вод дорівнює 2 ур, де: 
 
 100 
y  100   100
p   147,75  м. 
  0.1 
 
Приплив річкових та природних вод визначається за формулами з 
табл. 3.4: 
 
2 100 147,76
Q  arctg  2 0,1 147,75  32,56  м3/добу, 
r
 100
2 100 100
Q  arctg  2 0,1 147,75  67,44  м3/добу. 
gw
 147,76
 
отже, середня мінералізація у водозаборі: 
 
0,3 67,43  2 32,57
С   0,85  г/л. 
s
100
 
Час підтягування річкової води від берега до свердловини 
 
 
 
55 
3 3
0,3 100 147,75 100 
t   arctg 100   845,6  доби. 
f
0,01  147,75 147,75 
 
Для другого варіанта розташування свердловини та дебіту ширина 
ділянки припливу річкових вод дорівнює 2 ур, де ур = 270,17 м. Тоді: 
 
2  200 270,17
Q  arctg  2 0,1  270,17  81,44  м3/добу, 
r
 150
2 200 150
Q  arctg  2 0,1 270,17  118,56  м3/добу. 
gw
 270,17
 
отже, середня мінералізація у водозаборі Cs буде дорівнювати 0,99 г/л. 
Час підтягування річкової води від берега до свердловини 
обчислюється аналогічно: 
 
3 3
0,3 150  270,17 150 
t   arctg 150   857,6  доби. 
f
0,01  270,17 270,17 
 
Таким чином, якість води у разі водовідбору за другим варіантом буде 
дещо гірше, при цьому час міграції річкових вод практично такий самий як у 
першому варіанті: більша відстань до ріки компенсується потужнішим 
відбором води. 
 
Висновку по розділу 3 
 
В результаті розробки математичної моделі масопереносу загального 
заліза у природних водах та проведення оптимізації плану розподілу 
загального заліза вздовж лінії течії розраховано: 
- міграцію солей загального заліза в областях живлення водозабору; 
- мінералізацію загального заліза в природних водах; 
 
 
56 
Проведено порівняння якості природних вод у водозаборі на вміст 
загального заліза та мінімальний час міграції річкових вод до свердловини 
для двох варіантів її розташування і значення дебіту. 
Якість води у разі водовідбору за другим варіантом буде дещо гірше, 
при цьому час міграції річкових вод практично такий самий як у першому 
варіанті: більша відстань до ріки компенсується потужнішим відбором води. 
 
 
57 
РОЗДІЛ 4 ЕКСПЕРИМЕНТАЛЬНА ЧАСТИНА ДОСЛІДЖЕННЯ 
ЗАГАЛЬНОГО ЗАЛІЗА В ПРИРОДНИХ ВОДАХ 
 
4.1 Постановка задачі 
 
Визначення сумарної невизначеності виміру змісту загального заліза 
при валідації відбору проби і подальшому контролі невизначеності відбору в 
процесі вимірів. Постановка задачі та вихідні дані представлені в таблиці 4.1. 
 
Таблиця 4.1 – Вихідні дані 
Вимірювана величина Оцінка невизначеності 
Аналітичний Сфера/ Цільовий об'єкт 
Мета План Статистика 
метод Матриця (об'єкти) 
Одиниця Підземні води 
Емпіричний 
мг/л зблизька однієї 
навколишнє подвійні проби 
Загальне залізо контрольної Сумарна Метод 
середовище / при валідації і 
/ ICP - AES свердловини в невизначеність розмахів 
ґрунтові води контролі 
підземному 
якості 
водоймі 
 
4.2 Загальний опис завдання і цільовий об'єкт 
 
В результаті спостереження за підземною водоймою, яка є важливим 
джерелом питної води для Черкас, було встановлено, що існує ризик 
погіршення якості води, обумовлений інтенсивним її відбором. Для 
контролю якості води і тенденцій його зміни була розроблена програма 
оперативного моніторингу КП «Черкасиводоканал». 
Підземна водойма знаходиться в піску льодовикових відкладень, між 
міоценами піском і глиною знизу і льодовиковий тилем згори. Геологічна 
 
 
58 
ситуація тут ускладнена наявністю декількох локальних водоносних пластів 
(природних шарів водоносної проникної породи або проникних сумішей 
рихлих матеріалів) і водотривів (геологічних утворень - шарів, що 
складаються з глини або непористих порід, які перешкоджають перетіканню 
води з одного водоносного пласта в інший). Встановлені розміри підземної 
водойми – 2 км × 2 км × 10 м, починається він на глибині від 20 до 30 м. У 
природному стані підземні води є анаеробними, не містять нітратів, містять 
сульфати і відновлене залізо, але не містять сірководня і метану. Однією з 
небезпек для водойми є проникнення кисню у водоносний пласт в результаті 
відбору води і супутнього пониження рівня природних вод. 
Проби води з підземної водойми для хімічного аналізу в процесі 
моніторингу хімічною лабораторією КП «Черкасиводоканал» відбирали з 
дев'яти свердловин, нині для відбору проби доступні шість свердловин. При 
плануванні оперативного моніторингу було прийнято рішення відбирати 
проби з однієї свердловини двічі в рік. Заданою метою оперативного 
моніторингу було виявлення погіршення якості води на 20 % з вірогідністю 
95 %. В якості цільового параметра було вирішено використати 
концентрацію загального заліза, яке може бути чутливим індикатором 
наявності кисню у водоносному пласті (концентрація заліза знижується при 
підвищенні вмісту кисню), а як додатковий параметр - окисно-відновний 
потенціал. Вміст кисню, рН, електричну провідність і окисно-відновний 
потенціал використали як поточні показники стабільності відбору проби, а 
зміст натрію, кальцію і хлоридів - як загальні параметри якості підземної 
води. В кваліфікаційній магістерській роботі розглянуті тільки два основні 
параметри - вміст загального заліза і окислювально-відновний потенціал. 
Для досягнення мети моніторингу невизначеність виміру, з 
урахуванням складових від відбору проб і від аналізу, має бути не більше 
10 %  (порівняння двох середніх значень кожної з двох проб, довірча 
вірогідність 95 %, двосторонній тест), що відповідає розширеній 
невизначеності 20 %. Щоб гарантувати відповідність програми моніторингу 
 
 
59 
заявленої мети, заздалегідь була проведена валідація відбору проби, яка 
охоплювала усі доступні свердловини, і на підставі результатів валідації була 
складена програма постійного контролю якості відбору проби, яка мала бути 
реалізована спільно з програмою контролю якості води на вибраний для 
моніторинг свердловина. 
Дані за властивостями підземної води були отримані в результаті 
попередніх досліджень (спостережливого моніторингу КП 
«Черкасиводоканал»). У таблиці 4.2 наведені дані для двох ключових 
параметрів, що враховують їх непостійність в просторі і в часі, а також 
невизначеність виміру (з урахуванням відбору проби і аналізу). 
 
Таблиця 4.2 - Ключові хімічні параметри води для дев'яти свердловин 
в підземній водоймі 
Окисно-відновний Масова концентрація 
 
потенціал, мВ загального заліза, мг/л 
Середнє значення - 123 1,11 
Відносне стандартне 
27 % 56 % 
відхилення 
Основне джерело Дія кисню в час відбору 
Фільтрування 
невизначеності проби і виміри в потоці 
 
Дані за хімічними властивостями свідчать про те, що склад підземної 
води цілком однорідний в часі і просторі відносно основних компонентів 
(дані тут не показані, відносне стандартне відхилення складає від 1,9 до 
16 %), тоді як окисно-відновні параметри (вміст кисню, окисно-відновний 
потенціал і зміст загального заліза) змінюються істотно. 
В таблиці вказані передбачувані основні джерела невизначеності для 
двох ключових параметрів, і ці джерела контролювали під час відбору проби. 
 
 
 
60 
4.3 Схема відбору проби 
 
Відбір проб виконували відповідно до протоколу моніторингу 
підземної води Черкаського району за допомогою спеціальних насосів 
постійної дії (Grundfos MP1), встановлених в середині закритої екраном 
ділянки кожної свердловини. Продуктивність насосів складала (1-2) м3/год 
(при продуванні свердловини) і знижувалася на 10 % безпосередньо перед 
відбором проби. Дві з шести свердловин були свердловинами великого 
діаметру для відбору води з високопродуктивними насосами. Їх прокачували 
з витратою (40-60) м3/год з подальшим зниженням витрати безпосередньо 
перед відбором проби. Під час продування свердловини відстежували зміну 
якості води, вимірюючи в потоці вміст кисню, рН, електричну провідність і 
окисно-відновний потенціал до встановлення стабільних свідчень, а потім 
відбирали проби. Під час відбору проби заповнювали протокол, в якому 
вказували продуктивність насосів і час їх роботи, а також результати виміру 
рівня ґрунтових вод. 
 
4.4 План дослідження 
 
Для плану дослідження був вибраний емпіричний підхід, що дозволяв 
отримати оцінки неоднорідності підземної водойми (дисперсія між 
цільовими об'єктами - свердловинами і розкид в часі) і невизначеності 
виміру, з роздільними складовими від відбору проби і від аналізу. 
 
4.4.1 Валідація 
 
Мета валідації полягала в перевірці досяжності невизначеності 
виміру, відповідної поставленої мети, і описі складових невизначеності з 
метою знаходження, при необхідності, можливостей для її зниження. 
Програма валідації передбачала відбір проб з шести свердловин, відбір двох 
 
 
61 
незалежних проб з кожної свердловини і двох проміжних проб з кожної 
узятої на аналіз проби. 
Процедура валідації була одним раундом відбору проб, в ході якого 
було відібрано 12 проб і на аналіз були відправлені 24 проміжних проби. 
 
4.4.2 Контроль якості 
 
Мета програми контролю якості для оперативного моніторингу 
полягала в перевірці того, чи не росте в часі невизначеність виміру в процесі 
моніторингу. Програма контролю якості була складена за результатами 
ретельної оцінки результатів валідації. План контролю якості передбачав 
подвійні проби, кожну з яких аналізували двічі під час одного з двох 
щорічних сеансів відбору проби відповідно до програми моніторингу. В 
цілому, перший етап програми контролю якості включав шість сеансів 
відбору проби з 12 відібраними пробами і 24 проаналізованими проміжними 
пробами. 
 
4.5 Відбір проміжних проб і аналіз 
 
Програма попередньої обробки проб і аналізу для двох ключових 
параметрів (окисно-відновний потенціал і зміст загального заліза) 
представлена в таблиці 4.3. 
 
Таблиця 4.3 - Програма попередньої обробки і аналізу 
Окисно-відновний 
 Розчинене залізо 
потенціал 
Фільтрування в потоці консервація 
Попередня 
Вимір в потоці азотною кислотою аналіз в 
обробка 
лабораторії 
 
 
62 
4.5.1 Відбір проміжних проб і попередня обробка проб 
 
Повторні виміри в потоці і відбір проміжних проб для лабораторного 
аналізу виконували шляхом відділення частин потоку проби і незалежної 
обробки кожної з цих частин. Це означає, що "аналітична невизначеність", 
отримана за планом подвійних проб, також включала невизначеність від 
відбору проміжних проб, попередньої обробки, наприклад, фільтрування, і 
транспортування. Оцінку власне аналітичній невизначеності можна було 
отримати за даними лабораторного контролю якості. 
З проб видаляли кисень, пропускаючи потік через мембранні фільтри 
з ацетату целюлози завтовшки 0,45 мкм, а проміжні проби консервували на 
місці шляхом підкислення азотною кислотою для подальшого аналізу на 
вміст металу. Проміжні проби транспортували в аналітичну лабораторію в 
поліетиленових контейнерах в темряві при температурі нижче 10 оС. 
 
4.5.2 Аналіз на місці відбору проб 
 
Потік проби прокачували через потокову вимірювальну систему, що 
включала встановлені послідовно проточні осередки з датчиками. 
Характеристики датчика, використаного для виміру окислювально-
відновного потенціалу, приведені в таблиці 4.4. 
 
Таблиця 4.4 - Потоковий датчик, використаний для виміру окисно-
відновного потенціалу 
Похибка Калібрування і 
Параметр Прилад Осередок 
приладу контроль 
Окисно-
Щоденне 
відновний рН 340 Sensolyt Pt ± 2 мВ 
обслуговування 
потенціал 
 
 
63 
Контроль якості вимірів в потоці на місці відбору проб не провели. 
 
4.5.3 Аналіз в лабораторії 
 
Аналіз виконували в незалежній хімічній лабораторії КП 
«Черкасиводоканал»», акредитованій відповідно до ISO 17025, із 
застосуванням перевірених методів і дотриманням необхідних процедур 
забезпечення якості і контролю якості аналітичних вимірів. Метод виміри і 
його характеристики, отримані в процесі контролю якості, приведені в 
таблиці 4.5. 
 
Таблиця 4.5 - Метод виміри і характеристики, визначені за 
результатами контролю якості лабораторного аналізу 
Збіжність у Сумарна 
Відтворюваність Сумарна Межа 
 Метод середині розширена 
між серіями відтворюваність виявлення 
серії невизначеність 
ICP - 
Залізо 0,95 % 4,2 % 4,3 % 8,6 % 0,01 мг/л 
AES 
 
Для контролю якості використали атестований стандартний зразок 
(CRM) VKI Metal LL2 з номінальним значенням масової концентрації заліза 
0,200 мг/л, отриманий коефіцієнт витягання склав 101,9 % (середнє значення 
з 92 результатів контролю). 
 
4.6 Результати експериментальних досліджень 
 
Дані по концентрації загального заліза, отримані під час валідації, і 
результати їх обробки методом розмахів приведені в таблиці 4.9. Обчислення 
для окисно-відновного потенціалу при валідації, а також для концентрації 
загального заліза і окисно-відновного потенціалу при контролі якості 
виконували аналогічним чином. 
 
 
64 
Результати розрахунку методом розмахів за даними валідації для 
шести різних свердловин приведені в таблиці 4.6. 
 
Таблиця 4.6 - Відносна розширена невизначеність (%, коефіцієнт 
охоплення 2) аналізу, відбору проби і між цільовими об'єктами 
(свердловинами), визначена за даними валідації з використанням методу 
розмахів 
Обчислення методом розмахів Аналіз Відбір проб Між об'єктами 
Окисно-відновний потенціал 5,2 % 15 % 14 % 
Розчинене залізо 2,1 % 10 % 70 % 
 
Статистичні оцінки, отримані по методу розмахів при контролі якості 
(шість сеансів відбору проби), приведені в таблиці 4.8. 
 
Таблиця 4.8 - Відносна розширена невизначеність (%, коефіцієнт 
охоплення 2) аналізу, відбору проби і між цільовими об'єктами (сеансами 
відбору проби), визначена за даними контролю якості з використанням 
методу розмахів 
Обчислення методом розмахів Аналіз Відбір проб Між об'єктами 
Окисно-відновний потенціал 18 % 3,8 % 23 % 
Розчинене залізо 2,5 % 3,6 % 9,9 % 
 
Ні для однієї з проб підземної води виміряні значення концентрації 
загального кисню і загального заліза не перевищили 0,1 мг/л, а низький 
виміряний окисно-відновний потенціал (від мінус 110 до мінус 200 мВ) 
узгоджувався з відсутністю кисню (< 0,1 мг/л) і високою концентрацією 
загального заліза (від 0,92 до 2,8 мг/л). 
 
 
 
 
 
65 
4.7 Розроблення та дослідження автоматизованої вимірювальної 
системи екологічного моніторингу 
 
Згідно Закону України «Про охорону навколишнього природного 
середовища» передбачено створення державної системи екологічного 
моніторингу та проведення вимірювань за рівнем забруднення станом 
навколишнього природного середовища.  
Для контролю якості природних вод розроблена та досліджена 
іонометрична автоматизована вимірювальна системи екологічного 
моніторингу на вміст водневого показника, заліза загального, нітритів та 
температури, окисно-відновного потенціалу та загальної солоності 
аналізованої води. 
В якості вимірювального блоку був розроблений погружний бокс, в 
якому розміщені іоно-селективні електроди. Для визначення загального 
заліза (Feзаг) використовували халькогенідний залізо-селективний електрод, 
для водневого показника (рН) – комбінований рН-електрод, для нітритів 
(NO −
2 )– комбінований нітрит-селективний електрод, для окисно-відновного 
потенціалу редокс-електрод та для загальної солоності - датчик солоності з 
струмовим інтерфейсом та цифровим датчиком температури. Проведено 50 
вимірювань хімічних та фізичних показників природної води, послідовно 
перемикаючи вимірювальний пристрій з електродами. 
Багатомірна контрольна карта [1-3] – контрольна карта для 
оцінювання процесу за рівнем двох або більшої кількості ознак. На основі 
таких карт здійснюють багатомірний контроль якості – контроль якості, при 
якому кожна одиниця, яку перевіряють, повинна відповідати вимогам до 
більше ніж однієї ознаки. 
Побудовані багатомірні карти контролю якості трьох показників (рН, 
Feзаг, NO −
2 ) в програмному комплексі STATISTICA 10: хотеллінг Т2 карти 
всіх трьох показників (1), хотеллінг Т2 карти для контролю середніх значень 
двох показників відносно третього (рН, Feзаг відносно NO −
2  (2), рН, NO − 
2
відносно Feзаг (3), Feзаг, NO −
2  відносно рН (4)), MEWMA карти для всіх трьох 
показників (5), MEWMA карти для контролю середніх значень двох 
 
 
66 
показників відносно третього (6-8), CUSUM карти всіх трьох показників (9), 
багатомірний потік з X-bar та MR картами всіх трьох показників (10), 
багатомірний потік з X-bar та R картами (11,13,15) та з X-bar та S картами для 
контролю значень двох показників відносно третього (12,14,16). 
Хотеллінг Т2 карти для вимірювань трьох показників (рН, залізо загальне, нітрити)
55
50
45
40
35
30
25
20 19,749
15
10
5
3,7192
0
-5
5 10 15 20 25 30 35 40 45
1 
Хотеллінг T2 карт для контролю середніх значень рН+заліза загального відносно значень нітритів
55
48,288
45
35
25
15
5
1,5595
-5
1 2 3 4 5 6 7
Карта узагальненої дисперсії
120
100
80
60
40
20
0
-20
1 2 3 4 5 6 7
2 
 
Узагальнена
Хотеллинг T^2
дисперсія
Хотеллінг T2
 
67 
Хотеллінг T2 карт для контролю середніх значень рН+нітритів відносно значень заліза загального
40
35 33,736
30
25
20
15
10
5
1,5137
0
1 2 3 4 5 6 7 8 9
Карта узагальненої дисперсиї
220
200
180
160
140
120
100
80
60
40
20
0
-20
1 2 3 4 5 6 7 8 9
3 
Хотеллінг T2 карт для контролю середніх значень заліза загального+нітритів відносно значень
рН
30
25 24,096
20
15
10
5
1,4695
0
-5
2 4 6 8 10 12
Карта узагальненої дисперсії
7
6
5
4
3
2
1
0
-1
2 4 6 8 10 12
4 
Для карти Хотеллінга верхня контрольна межа визначається в 
термінах ймовірності альфа-помилки (ймовірності помилково порахувати 
процес, що вийшли з-під контролю, коли насправді це не так, а поява викиду 
обумовлена випадковою причиною).  
Для контрольної карти Хоттелінга (1) може бути задана лише верхня 
контрольна межа, тому що статистика T2 набуває лише позитивних значень. 
 
Узагальнена дисперсія Хотеллінг T2
Узагальнена дисперсія
Хотеллінг T2
 
68 
З рисунка видно, що є викид для 13-14 та 25-32 вибірок. Оскільки контрольна 
карта (1) поєднує багатомірні характеристики якості на одній карті, то важко 
визначити, яка зі складових процесу розладналася. Крім того, якщо 
відхилення від норми є тільки в однієї з трьох змінних, тоді як інші 
змінюються в допустимих межах щодо планових специфікацій, то загальне 
значення T2 може і не вийти за контрольну межу картки. 
MEWMA карта для вимірювань рН+загального заліза+нітритів
180
160
140
120
100
80
60
40
20
10,814
0
-20
5 10 15 20 25 30 35 40 45
5 
MEWMA карта для контроля средніх вим ірювань рН+заліза загального
відносно нітритів
10
9
8,6336
8
7
6
5
4
3
2
1
0
-1
1 2 3 4 5 6 7
6 
 
MEWMA
MEW MA
 
69 
MEW MA карта для контроля середніх вимірювань рН+нітритів відносно
загального заліза
10
9
8,6336
8
7
6
5
4
3
2
1
0
-1
1 2 3 4 5 6 7 8 9
7 
MEWMA карта для контроля середніх вимірювань заліза загального
+нітритів відносно рН
10
9
8,6336
8
7
6
5
4
3
2
1
0
-1
2 4 6 8 10 12
8 
Карти експоненційно зважених ковзних середніх EWMA 
забезпечують швидше виявлення невеликих і середніх зрушень розподілів 
досліджуваних характеристик процесу, ніж контрольні карти Шухарта. 
Зазвичай, EWMA-карти використовують із виявлення невеликих зрушень 
середнього процесу. З їхньою допомогою набагато швидше виявляють 
зрушення величиною від 0,5 до 2. Проте такі карти повільніше виявляють 
великі зрушення середнього процесу. На рисунку показана вибірка виявлення 
зрушення середнього процесу. 
 
MEWMA
MEWMA
 
70 
Багатомірна CUSUM карта
25
20
15
10
5,4733
5
0
-5
5 10 15 20 25 30 35 40 45
9 
Контрольна карта кумулятивних сум CUSUM – інформативне 
графічне подання даних, які упорядковані у логічній послідовності. Для 
розрахунку значень кумулятивних сум використовуємо значення рН, Feзаг та 
NO −
2 . З кожного отриманого значення показника якості води віднімають 
опорне значення і набувають значення кумулятивних сум цих різниць, які 
наносять на карту. На такій карті інтерес становлять не абсолютні значення 
сум, а кут нахилу графіка, який визначається за послідовними точками. Саме 
кут нахилу слугує мірою зміни випадкової величини. Якщо значення 
локальної середньої серії спостережень більше цільового значення (на карті 
5,4733), то крива нахилена вгору, якщо менше - вниз. Чим більший кут 
нахилу лінії, що представляє локальне середнє стосовно цільового значення, 
тим більше відхилення даних від опорного значення. 
 
Багатомірний CUSUM
 
71 
Багатомірний пот ік з  X-bar з MR картами
X: 9,6674 (9,6674); Сігма: 2,6648 (2,6648); n: 1,
120
2 2 3 3 3 3 3 3 3 3
100
80
60
40
20 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 17,662
3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 2 2 2 2 2 2 2 2 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 9,6674
0 1,6730
-20
5 10 15 20 25 30 35 40 45
Ковзне R: 3,0069 (3,0069); Сігма: 2,2717 (2,2717); n: 1,
120
2 2 3 3
100
80
60
40
20
13 13 23 13 13 31 21 21 32 12 31 3 23 3 12 31 12 13 13 31 31 31 13 2 32 32 31 32 32 23 32 2 23 13 31 21 13 13 31 21 13 13 21 13 32 31 13 13 9,8221
0 3,0069
-3,8083
-20
5 10 15 20 25 30 35 40 45
10 
Контрольна карта ковзаючих середніх MR–контрольна карта для 
оцінювання рівня процесу за середнім арифметичним вимірювань всіх трьох 
показників, в яких нове вимірювання замінює більш старше з останніх 
вимірювань. 
Багатомірний потік з  X-bar та R картами
X-bar: 6,0970 (6,0970); Сігма: 5,6175 (5,6175); n: 5,5714
30
2
25
20
18,013
15
10 1 1 1 1 1 1 1
2
5 6,0970
2 2 2 2 2
0
-5 -5,8195
-10
1 2 3 4 5 6 7
Розмах: 13,735 (13,735); Сігма: 4,8025 (4,8025); n: 5,5714
120
2 2
100
80
60
40
28,102
20
1 1 21 21 1 12 1 13,735
0 -,63166
-20
1 2 3 4 5 6 7
11 
 
 
72 
 Стандартне відхилення: 5,4590 (5,4590); Сігма: 1,8350 (1,8485); n: 5,5714
60
2
50
40
2
30
20
15,882
10 1 1 12 21 1 21 1
5,4590
0
-4,9638
-10
-20
1 2 3 4 5 6 7
12 
Багатовимірний потік з  X-bar и R картами
X-bar: 18,207 (18,207); Сігма: 4,6543 (4,6543); n: 5,1111
120
2 2
100
80
60
40 2
2 28,080
20 1 1 1 1 1 1 1 1 1 18,207
2 2 2 2 2 8,3334
0
-20
1 2 3 4 5 6 7 8 9
Розмах: 10,933 (10,933); Сігма: 4,0134 (4,0134); n: 5,1111
120
2 2
100
80
60
40
20 2 22,837
12 12 21 21 21 1 1 1 21 10,933
0 -,97003
-20
1 2 3 4 5 6 7 8 9
13 
 
 
73 
 Стандартне відхилення: 5,4995 (5,4995); Сігма: 1,9870 (1,9680); n: 5,1111
60
2
50 2
40
30
20
16,062
2
10 2
12 21 21 12 21 1 1 1 1
5,4995
0
-5,0635
-10
-20
1 2 3 4 5 6 7 8 9
14 
Багатовимірний потік з  X-bar и R картами
X-bar: 5,7888 (5,7888); Сігма: 10,298 (10,298); n: 2,4615
70
60 2
50
40 2 2
2
30 27,634
20
10 1 12 1 12 12 12 21 1 21 12 12 1 21 5,7888
0
-10
-20 -16,057
-30
2 4 6 8 10 12
Розмах: 14,302 (14,302); Сігма: 8,9496 (8,9496); n: 2,4615
120
2 2 2 2
100
80
60
40 40,639
20 1 1 1 21 1 21 1 1 1 1 1 1 1 14,302
0
-12,036
-20
-40
2 4 6 8 10 12
15 
 
 
74 
 Стандартне відхилення: 9,3675 (9,3675); Сігма: 5,8725 (5,7838); n: 2,4615
90
2
80
2
70 2
2
60
50
40
30 29,277
20
1 1 1 21 1 21 1 1 1 1 1 1 1
10 9,3675
0
-10 -10,542
-20
2 4 6 8 10 12 16 
Контрольна карта індивідуальних значень X - карта – контрольна 
карта для оцінювання рівня процесу за індивідуальним спостереженням у 
вибірці. Контрольна карта розмахів R - карта – контрольна карта для 
оцінювання мінливості процесу за розмахом в підгрупах. Контрольна карта 
стандартних відхилень S - карта – контрольна карта для оцінювання 
мінливості процесу за вибірковим стандартним відхиленням в підгрупах. 
 
Висновки до розділу 4 
 
В цілому результати валідації показали, що розкид в межах 
водоносного пласта (між цільовими об'єктами) був основною складовою 
сумарної невизначеності концентрації загального заліза. Аналітична 
невизначеність була невеликою (від 2 до 5 %), а для загального заліза вона 
була порівнянна зі збіжністю, отриманою при лабораторному контролі якості 
(розширена невизначеність 2,1 % і 1,9 %, відповідно). Якщо проби відбирали 
з різних свердловин, то невизначеність відбору проби складала від 10 до 
15 %. 
В схемі контролю якості моніторингу розкид між сеансами відбору 
проби (між цільовими об'єктами, 9,9 %) переважав в сумарній невизначеності 
для параметрів, визначуваних методами лабораторного аналізу (концентрація 
 
 
75 
загального заліза, невизначеність 2,5 %), тоді як для вимірів в потоці 
(окислювально-відновний потенціал) аналітична невизначеність (18 %) була 
практично такою ж, як невизначеність між цільовими об'єктами (23 %). 
Причина великого вкладу вимірів в потоці в невизначеність полягає в тому, 
що при контролі якості повторні виміри в потоці виконували двома різними 
приладами, на відміну від валідації, під час якої обидва повторні виміри 
виконували на одному приладі. Відповідно, аналітична невизначеність 
(дисперсія між приладами) для окисно-відновного потенціалу була значно 
вища при контролі якості (18 %), чим при валідації (5,2 %). Для концентрації 
загального заліза значення аналітичної невизначеності при валідації і 
подальшому контролі якості були близькі між собою (2,1 % і 2,5 %, 
відповідно). Невизначеність відбору проби була нижча, коли пробу 
відбирали тільки з однієї свердловини в різних сеансах відбору під час 
контролю якості (від 3,6 до 3,8 %), чим при відборі проб з різних свердловин 
в один і той же час під час валідації (від 10 до 15 %). Невизначеність між 
цільовими об'єктами (розкид між сеансами відбору проби) під час контролю 
якості була невеликою для концентрації загального заліза (9,9 %), але істотно 
для окисно-відновного потенціалу (23 %). 
Якби був потрібний постійний контроль невизначеності відбору 
проби, то дані контролю можна було б наносити на контрольні карти і з їх 
допомогою отримувати раннє попередження про зростання невизначеності 
(випадкових похибок) для кожного сеансу відбору проби. 
Число повторень (шість) в цьому дослідженні було менше, ніж 
прийняте у більшості випадків, і при оцінці результатів слід враховувати, що 
оцінки невизначеності тут можуть бути менш достовірними. 
Вклад невизначеності від зміщення при відборі проб розглядався 
тільки через оцінку взаємної узгодженості результатів вимірів різних 
взаємозв'язаних хімічних параметрів (вміст кисню і загального заліза, 
окисно-відновний потенціал), і ця оцінка підтвердила, що при відборі проб і 
їх попередній обробці вдалося уникнути зміщення, обумовленого впливом 
 
 
76 
кисню і засміченням фільтру. 
Проведено оцінювання значень вимірювання якості води за трьома 
показниками (водневого показника, заліза загального, нітритів) та побудовані 
багатомірні контрольні карти. 
 
 
77 
ВИСНОВКИ 
 
Нижче приведені дані по невизначеності виміри (відносна 
невизначеність, %, при коефіцієнті охоплення 2) для концентрації загального 
заліза. 
Дані свідчать про те, що для концентрації загального заліза вимога по 
розширеній невизначеності виміру менше 20 % було здійснимим (результати 
валідації відбору проби) і що необхідна невизначеність виміру була дійсно 
досягнута під час регулярного моніторингу (результати контролю якості 
відбору проби). 
Крім того, з цих даних очевидно, що при необхідності зменшити 
невизначеність виміру концентрації загального заліза можна було б 
збільшити щільність моніторингу (переважає невизначеність між цільовими 
об'єктами), а для окисно-відновного потенціалу слід було б зменшити 
невизначеність виміру в потоці (великий вклад невизначеності аналізу). 
 
Концентрація Розширена невизначеність, 
загального коефіцієнт охоплення 2 Дисперсія між 
залоза в цільовими 
природних Відбір проб Аналіз Вимір об'єктами 
водах 
Валідація 10 % 2,1 % 10 % 35 % l 
Контроль якості 3,6 % 2,5 % 4,4 % 9,9 % 2 
 
1При валідації дисперсія між цільовими об'єктами - це дисперсія між 
свердловинами. 
2При контролі якості дисперсія між цільовими об'єктами - це 
дисперсія між сеансами відбору проби. 
 
 
 
78 
СПИСОК ВИКОРИСТАНОЇ ЛІТЕРАТУРИ 
 
1. Закон України «Про охорону навколишнього природного 
середовища» 
2. ДСТУ ISO 3534-1:2008 Статистика. Словник термінів і познаки. 
Частина 1. Загальні статистичні терміни та терміни теорії ймовірностей (ISO 3534-
1:2006, IDT) 
3. ДСТУ ISO 7870-1:2016 Статистичний контроль. Карти контрольні. 
Частина 1. Загальні настанови (ISO 7870-1:2014, IDT) 
4. ДСТУ ISO 7870-2:2016 Статистичний контроль. Карти контрольні. 
Частина 2. Карти Шухарта  (ISO 7870-2:2013, IDT) 
5. Горєв Л.М., Пелешенко В.І., Хільчевський В.К. Гідрохімія України. 
К.: Вища школа, 1995. - 307 с. 
6. Методи визначення хімічного складу природних вод / В. К. 
Хільчевський, В. І. Пелешенко. – К. : Київ. нац. ун-т, 1993. – 98 с. 
7. Склад води // : навч.-метод. посіб. / уклад. О. Г. Лановенко, О. О. 
Остапішина. — Херсон : ПП Вишемирський В. С., 2013. — С. 161 
8. Хімічний склад води // : навч.-метод. посіб. / уклад. О. Г. Лановенко, 
О. О. Остапішина. — Херсон : ПП Вишемирський В. С., 2013. — С. 188. 
9. Хільчевський В. К. Гідрохімічний словник. – К.: ДІА, 2022. – 208 с. 
10. Хільчевський В.К., Осадчий В.І., Курило С.М. Основи гідрохімії: 
[Архівовано 27 серпня 2021 у Wayback Machine.] Підручник. - К.: Ніка-Центр, 
2012. - 312 с. - ISBN 978-966-521-559-2 
11. Хімічний склад води [Архівовано 13 жовтня 2017 у Wayback 
Machine.] / Сайт "Профілактична медицина". 
12. Ground water Treatment Technology [Text] / Edited by Evan K. Nyer. 
John Wiley & Sons, Inc. – 2009. – 424 р. 
13. Керівний нормативний документ. Охорона навколишнього 
природного середовища та раціональне використання природних ресурсів. 
Екологічна оцінка якості поверхневих вод та естуаріїв України. Методика. КНД. 
 
 
79 
211.1.4.010-94. К. : Мін. природа України, 1994. 14 с. 
14.  ДСТУ 4208:2007 «Джерела централізованого питного водопостачаня. 
Гігієнічні та екологічні вимоги щодо якості води і правила відбирання», К. : 
Держспоживстандарт, 2007. 7 с. 
15. Костюченко М. М., Шабатин В. С. Гідрогеологія та інженерна 
геологія: Підручник. Київ: Видавничо-поліграфічний центр "Київський 
університет", 2005. 144 с. 
16. ISO 10523:2008 Water quality — Determination of pH [Чинний від 01-
12-2008]. Вид. офіц. Брюссель, 2008. 13 с. 
17. Державні санітарні правила і норми «Вода питна. Гігієнічні вимоги до 
якості води централізованого господарсько-питного водопостачання». – К.: ІЖКГ 
Держбуду України, 1999. – 55с. 
18. Набиванець Б. Й. Аналітична хімія природного середовища. – К.: 
Либідь, 1996. – 304 с. 
19. Б.Й. Набиванець, О.П. Рябушко, В.В.Сухан, О.А.Запорожець та інші. 
Методичні вказівки до лабораторних робіт зі спецкурсу „Аналіз природних та 
стічних вод” -Київ – 1993. - 119 с. 
20. Б.М.Федишин, В.І.Дорохов, Г.В.Павлюк, Е.А. Головко, Б.В.Борисюк. 
Основи екологічної хімії. – Житомир: ДАУ. – 2006. - 500 с. 
21. О.П. Перепелиця. Екохімія та ендоекологія елементів. – К. - 2007. - 
460 с. 
22. В.А. Копілевич, Л.В.Войтенко, С.Д. Мельничук, М.Д. Мельничук.. 
Хімія навколишнього середовища. К.: Фенікс. – 2004.- 389 с. 
23. Г.О.Білявський, Л.І.Бутченко, В.Н.Навроцький. Основи екології, 
теорія і практикум. - К: Лібра. - 2002. - 352 с. 
24. Б.М. Федишин, Б.В. Борисюк, М.В. Вовк, В.І. Дорохов, Г.В. Павлюк. 
Хімія та екологія атмосфери. - К: Алерта. - 2003. - 273 с. 
25. Пелешенко В.І., Хільчевський В.К. Загальна гідрохімія. -К: Либідь. - 
1997. 384с. 
 
 
80 
ДОДАТОК А 
 
 
81 
 
 
82 
 
 
83 
 
 
84 
 
 
85 
 
 
86 
 
 
87 
 
 
88
ChSTU repository

ChSTU repository preserves and enables easy and open access to all types of digital content including text, images, moving images, mpegs and data sets
