СПОСОБ СОРБЦИОННОГО КОНТРОЛЯ ЗАГРЯЗНЕНИЯ ВОДНЫХ ОБЪЕКТОВ Российский патент 2001 года по МПК G01N30/00 

Изобретение относится к способам осуществления экологического мониторинга, а именно сорбционного контроля состояния и загрязнения водных объектов, и может быть использовано для целей экологического контроля природных и техногенных вод, включая речные водоемы, шахтные и карьерные воды, а также промышленные стоки различной природы. Изобретение, в частности, может быть использовано для контроля и выявления количества, качества, а также момента и продолжительности осуществления скрытого сброса (сбросов) промстоков, содержащих токсичные тяжелые и цветные металлы в концентрациях, превышающих предельно допустимые нормы.

Известен способ сорбционного контроля загрязнения природных водных объектов кадмием и другими токсичными металлами, включающий сорбционное концентрирование ионов тяжелых металлов контактированием известного объема образца контролируемой воды с волокнистым хелатообразующим сорбентом ПОЛИОРГС YIIM, десорбцию катионов металлов азотной кислотой, и последующее определение их концентраций в полученных растворах методом атомной адсорбции. Стадия концентрирования может быть осуществлена непосредственно после отбора пробы в месте проведения контроля, что обеспечивает соответствие ее состава составу контролируемого объекта (Г.В. Мясоедова, Н.И. Щербинина, З.С.Сванидзе, Г. М. Варшал, Б.Ф.Мясоедов, "Сорбционное концентрирование и атомно-абсорбционное определение кадмия в минеральных водах." Ж. аналит. химии, 1986, т. 14, вып. 3, стр. 477-480).

Недостатками метода являются необходимость обеспечения индивидуальных условий для каждого контролируемого иона, а также сложность осуществления непрерывного контроля объекта.

Известен сорбционный способ контроля качества водных объектов, в частности, промстоков, в котором проводят групповое сорбционное концентрирование ионов тяжелых металлов с помощью волокнистых сорбентов на основе полиакрилонитрила путем разового отбора из контролируемого водного створа (отстойника, контрольного колодца и т.д.) проб воды известного объема, которые подвергают сначала механической фильтрации, а потом пропускают через колонки с волокнистым сорбентом типа ПАН-ПЭА в OH-форме, после чего сорбент сушат на воздухе и проводят его химический анализ (И.Ю. Андреева, И.Ф. Германова, Н.Г. Поливанова, Е.Я. Данилова, "Групповое концентрирование ионов тяжелых металлов с помощью волокон ионитов на основе полиакрилонитрила". Вестник ЛГУ, сер. 4, 1990, вып. 3, N 18, стр. 57-61).

Основным недостатком указанного способа является то, что он позволяет определять лишь суммарные количества различных ионов тяжелых металлов во всем объеме пропущенной через сорбент сбросной воды, но не позволяет при этом выявить состав каждого отдельного сброса, момент и продолжительность его осуществления. Способ, таким образом, не позволяет выявлять скрытые залповые сбросы, наносящие экологический вред природным водным объектам, из-за соответствующего "разбавления" результатов анализов большими объемами базовых промстоков, соответствующих, санитарным нормам.

Наиболее близким техническим решением к предложенному способу является способ сорбционного контроля загрязнений водных объектов, включающий непрерывное пропускание контролируемой воды непосредственно в стоке последней через сорбционный материал до обнаружения на выходе иона, наиболее слабо сорбируемого этим материалом из числа макроионов контролируемой воды, при этом содержание загрязняющего иона определяют по формуле:
C_v = M_i/V,
где M_i - общее количество иона, накопленного в сорбционном материале за время пропускания контролируемой воды;
V - объем контролируемой воды, прошедший через сорбционный материал.

В качестве сорбционного материала используют ионообменный материал в исходной форме иона, слабее сорбируемого этим материалом, по сравнению с ионами макрокомпонентов контролируемой воды. Определение содержания общего количества иона, накопленного в сорбционном материале за время пропускания контролируемой воды ведут посредством регенерации сорбционного материала и последующего анализа регенерата одним из известных способов (патент России N 2121673, МКИ 6 G 01 N 30/00, "Способ сорбционного контроля загрязнений водных объектов", 27.03.97 г.).

Основным недостатком указанного способа является неэффективность процесса анализа содержания загрязняющих компонентов за счет длительности времени накоплением селективно сорбируемых компонентов на входном участке слоя ионообменного материала. Одновременно имеет место хроматографическое "размывание" концентрационных профилей соответствующих компонентов, что приводит к снижению точности контроля.

Задачей, решаемой в настоящем изобретении, является повышение эффективности способа сорбционного контроля загрязнений водных объектов, за счет обеспечения возможности контроля анализируемой воды в различные промежутки времени в ходе осуществления сорбционного процесса, выявления состава каждого отдельного "выброса", момента и продолжительности его осуществления.

Второй задачей изобретения является расширение числа определяемых загрязняющих компонентов, в частности, обеспечение возможности контроля сильно сорбируемых загрязняющих нормируемых компонентов катионного и анионного характера, за счет ускорения переноса концентрационных профилей указанных компонентов вдоль слоя соответствующего ионообменного материала.

Поставленные задачи решаются тем, что в способе сорбционного контроля загрязнения водных объектов, включающем пропускание контролируемой воды непосредственно в стоке последней через слой сорбционного материала в ионообменной колонке, и определение содержания в нем загрязняющих ионов, в качестве сорбционного материала используют сорбционный материал, предварительно обработанный раствором, содержащим, по крайней мере, один из компонентов, сорбируемых этим материалом не менее селективно, чем наиболее сорбируемый компонент из числа определяемых загрязняющих компонентов контролируемой воды, определяют содержание загрязняющих ионов в n-фракциях сорбционного материала, взятых по всей длине колонки, получают зависимость содержания загрязняющих ионов во фракциях от начала ионообменного слоя колонки, по которой судят о распределении во времени загрязняющих ионов в водных объектах.

Предпочтительно использовать сорбционный материал, предварительно обработанный раствором, содержащим, по крайней мере, один из компонентов селективно сорбируемых этим материалом в концентрациях не меньших, чем концентрация наиболее сорбируемого компонента из числа определяемых загрязняющих ионов водного объекта.

Поставленные задачи решаются также тем, что время поступления в водный объект загрязняющих ионов определяют по формуле

где <l_i> - расстояние от входа в ионообменную колонку до центра полосы анализируемого загрязняющего компонента,
v - скорость пропускания контролируемой воды через ионообменную колонку,
ε - порозность слоя ионообменного материала,
Г - равновесный коэффициент распределения определяемого иона на сорбционном материале.

Целесообразно объем и количество анализируемых фракций сорбционного материала определяют в зависимости от заданной точности контроля загрязнений водного объекта.

В основе предложенного способа лежит возможность создания определенных условий проведения ионообменных процессов в сорбционной колонне, при которых, используя закономерности движения вдоль колонны концентрационных профилей различных компонентов по мере прохождения процесса, можно из картины распределения этих профилей в колонне в конце процесса восстановить картину того, какой раствор и в какой момент поступал на вход в колонну.

В основе предложенного способа сорбционного контроля также лежит взаимосвязь между физической скоростью пропускания исходного раствора (контролируемой воды) (v) через сорбционную колонну и скоростью переноса (ω) точек концентрационного профиля микрокомпонента по колонне:

где ε - порозность слоя ионообменного материала,
Г = Ка_Σ/c_Σ - равновесный коэффициент распределения микрокомпонента,
c_Σ и a_Σ- суммарная концентрация ионов в анализируемой воде и полная обменная емкость сорбента, соответственно,
а K - константа равновесия обмена микрокомпонента с основным (фоновым) макрокомпонентом в сорбенте. Например, в случае, когда анализируются природные пресные воды, в качестве основного макрокомпонента при использовании в качестве сорбционного материала, сильноосновных катионитов, выступает катион кальция, который практически полностью заполняет сорбент. Константа равновесия обмена, например, анализируемого микрокомпонента i и фонового макрокомпонента i, в свою очередь, вычисляется по формуле:

где z - заряды соответствующих ионов, а a и c - равновесные концентрации соответствующих ионов в сорбенте и в растворе.

Искомое время, прошедшее с начала входа в колонну концентрационной полосы компонента (время, прошедшее от момента "залпового сброса) в контролируемую воду, связано с линейной скоростью пропускания контролируемой воды через колонку v (скоростью расхода воды, отнесенной к площади сечения колонки) следующим соотношением:

где <l_i> - расстояние от входа в ионообменную колонку до центра полосы анализируемого загрязняющего компонента. При этом количество загрязняющего компонента определяется по его суммарному содержанию в ионообменном материале.

Для осуществления предложенного способа важно, чтобы сохранялась линейность в равновесном соотношении: a_i = Г•c_i, для чего необходимо постоянство значения коэффициента распределения или, в свою очередь, постоянство значения константы равновесия.

Ранее предполагалось, что нелинейность наблюдается только при высоких концентрациях обоих обмениваемых компонентов, а для микрокомпонента в растворе и, соответственно, в сорбенте условие линейности всегда выполняется.

Обнаружено, что при достаточно низких концентрациях микрокомпонентов, соизмеримых со значениями ПДК многих токсичных компонентов, в частности, ионов тяжелых металлов также может наблюдаться нелинейность в равновесии и непостоянство значения Г в формуле (1). Это можно объяснить, предположив, что неидеальность ионообменных материалов, которые при малой степени заполнения ионами ведут себя как полифункциональные сорбенты, т.е. в очень небольших концентрациях содержат различные по своей селективности к анализируемому компоненту функциональные группы. В связи с этим заполнение сорбента анализируемым компонентом вначале происходит по наиболее селективным функциональным группам, а значение константы равновесия претерпевает в ходе процесса значительное уменьшение, пока оно не стабилизируется и не станет равным известным табличным значениям, найденным из опытов с умеренными концентрациями обмениваемых компонентов.

Найдена возможность решения проблемы нелинейности при малых концентрациях с помощью предварительного введения (модификации) в используемые сорбционные материалы микрокомпонентов, сорбирующихся с селективностью, соизмеримой с селективностью сорбции целевых микрокомпонентов.

На фиг. 1 представлены экспериментальные кривые распределения анализируемых компонентов в слое ионообменного материала в виде концентраций в материале в зависимости от линейной координаты вдоль слоя для предварительно обработанного сорбционного материала, полученные при анализе водного объекта одним загрязняющим компонентом, с одним залповым загрязнением (катионом Cu²⁺). Кривые распределения анализируемых компонентов получены после пропускания модельного раствора в слое катионита КУ-2 в течение 21,15 часов и раствора, содержащего NaCl и CuSO₄ при τ = 2-4 час. Средняя скорость пропускания модельного раствора - 5,5 мл/мин.

На фиг. 2 представлены кривые распределения, полученные при анализе водного объекта залповым загрязнением одним и тем же загрязняющим компонентом в разные моменты времени, с использованием сорбционного материала, предварительно обработанного одним из компонентов, сорбируемым этим материалом не менее селективно, чем наиболее сорбируемый компонент из числа определяемых загрязняющих компонентов в анализируемом растворе. Полученные кривые соответствуют распределению компонентов в слое катионита КУ-2 (исходная форма - Li⁺ с микродобавкой Fe³⁺ после пропускания модельного раствора в течение 21,15 часов и раствора, содержавшего NaCl и CaCl₂ и CuSO₄ при τ = 2-4 час. Средняя скорость пропускания модельного раствора - 3,8 мл/мин.

На фиг. 3 представлены кривые распределения, полученные при анализе водного объекта при различных залповых загрязнениях различными загрязняющими компонентами в разные моменты времени, предварительно обработанного раствором, содержащим один из компонентов контролируемого раствора селективно сорбируемого этим материалом в концентрациях, не меньших, чем концентрация наиболее сорбируемого компонента из числа определяемых загрязняющих компонентов в анализируемом водном объекте.

Полученные кривые соответствуют распределению компонентов в слое катионита КУ-2 (исходная форма - Li⁺ с микродобавкой Cu²⁺ после пропускания модельного раствора в течение 42 часов и того же раствора с добавками Cu²⁺ и Ni²⁺. Средняя скорость пропускания модельного раствора - 7,35 мл/мин.

Способ осуществляют следующим образом.

Проводился контроль стоков предприятия в природный водоем, постоянный солевой фон которого соответствовал составу Москвы-реки, с целью обнаружения сверхнормативных залповых выбросов меди в течение некоторого заданного времени.

Для этого был подготовлен катионит КУ-2х8: образец промышленного катионита перевели в Li-форму, затем 315 мл полученного катионита в течение 1 суток в статических условиях обрабатывали 500 мл раствора, содержавшего 0,1 моль/л LiCl и 0,72 г/л CuSO₄•5H₂O (4,64 мг-экв/л), отделили от равновесного раствора и промыли дистиллированной водой. Полученный сорбционный материал представлял собой Li-форму катионита КУ-2 с микродобавкой катиона Cu²⁺ в концентрации 0,0046 мг-экв на 1 мг-экв обменной емкости. Коэффициент селективности меди из воды исследуемого состава на полученной форме катионита, определенный независимыми опытами, составляет 1.4. Необходимое количество подготовленного сорбционного материала (68 см³) поместили в ионообменную колонку, представляющую собой стеклянную, трубку диаметром 0,65 см², с двумя съемными дренажными устройствами. Нижнее (входное) дренажное устройство, предназначенное для подачи контролируемой воды, представляло собой кольцо из силиконовой резины, в которое вставлена прокладка из пористого фильтрующего стекла толщиной приблизительно 1 мм. Верхнее (выходное) дренажное устройство, предназначенное для отвода протекающей через колонку контролируемой воды, представляло собой кольцо из силиконовой резины, в которое вставлена прокладка из поролона толщиной 3 см, удерживающая слой сорбционного материала в неподвижном положении, переходящее в шланг для слива пропускаемой воды. Оба дренажных устройства снабжены винтовыми зажимами для перекрывания потока пропускаемой воды. Через входное дренажное устройство на колонку в течение заданного времени (27 часов) с помощью насоса подавали контролируемую воду со скоростью 600 мл/час. После этого нижнее и верхнее дренажные устройства были перекрыты, нижнее дренажное устройство было отсоединено от источника подачи контролируемой воды. Колонка была осушена, а затем перевернута таким образом, что нижнее входное устройство оказалось вверху, при этом положение в колонке слоя сорбционного материала, зафиксированного поролоновой прокладкой верхнего дренажного устройства, оставалось неизменным; нижнее дренажное устройство было удалено и заменено отрезком силиконового шланга с пружинным зажимом, после чего колонка была возвращена в исходное положение. Колонку через верхнее дренажное устройство, из которого была предварительно удалена поролоновая прокладка, подсоединили к напорной емкости с дистиллированной водой.

Далее была осуществлена послойная выгрузка сорбционного материала из колонки с одновременным разделением его на фракции. Каждая фракция была выгружена в предварительно высушенный на воздухе и взвешенный, пронумерованный в порядке очередности выгрузки фракций, бюкс. Размер (объем) каждой выгружаемой фракции регулировали при помощи пружинного зажима вручную. При этом стремились разделить находившуюся в колонке загрузку сорбционного материала на приблизительно равные фракции длиной около 2 см. Полученные таким образом фракции (пробы) отработанного сорбционного материала в от дельных бюксах были высушены на воздухе и затем взвешены. Масса каждой фракции была рассчитана как разность между массой бюкса, определенной после переноса в него пробы сорбционного материала и доведения его до воздушно-сухого состояния и массой самого бюкса, определенной предварительно. Общая масса загрузки сорбционного материала, пропорциональная ее общей длине, была рассчитана как сумма масс отдельных фракций, каждая из которых пропорциональна доле длины загрузки сорбционного материала, занимаемой данной фракцией. Исходя из этих данных, была определена продольная координата (расстояние начала колонки) для каждой фракции.

Навеска каждой фракции (слоя) загрузки сорбционного материала была отрегенерирована несколькими порциями 2 М раствора соляной кислоты до полного перевода всех катионов, содержавшихся в отработанном сорбционном материале в регенерационный раствор, состав которого был затем определен различными методами химического анализа. Из этих данных был рассчитан состав исследуемых фракций сорбционного материала и построена зависимость содержания различных катионов в сорбционном материале от продольной координаты (фиг. 1). Как видно из представленных данных, в слое сорбционного материала, продольная координата для которого составляет 17,5 см обнаружен пик ионного загрязняющего компонента меди. Рассчитанное по формуле (3) время продвижения зоны указанного компонента вдоль загрузки сорбционного материала составляет для данной величины продольной координаты 25,4 часов (т.е. выявлен факт появления иона меди в поступающей в колонку контролируемой воде за 25,4 часов до момента прекращения ее пропускания). Ширина зоны накопления иона меди (продольные координаты для полуширины ее заднего и переднего концентрационных фронтов) соответствуют времени формирования зоны 2 часа. Накопление иона меди в содержавшем его слое сорбционного материала по сравнению с исходным содержанием этого компонента в использованном сорбционном материале составило 7,8 мг, что соответствует концентрации меди в контролируемой воде 6,5 мг/л (6,5-кратное превышение ПДК по данному компоненту).

Пример 1. Осуществлялся контроль на содержание меди сточной воды, постоянный солевой фон которой соответствовал составу Москвы-реки и содержал макрокомпоненты в следующих концентрациях: Na⁺ - 40 мг/л (1,74 мэкв/л); K⁺ - 7 мг/л (0,179 мэкв/л); Ca²⁺ - 40 мг/л (2,0 мэкв/л); Mg²⁺ - 12 мг/л (0,494 мэкв/л); Cl^- - 60 мг/л (1,69 мэкв/л); SO₄ ^2- - 32 мг/л (0,666 мэкв/л); HCO₃ ^- - 160 мг/л (2,63 мэкв/л).

Ионообменную колонку загружали сорбционным материалом, приготовленным путем контактирования в течение 1 суток промышленного катионита КУ - 2х8, предварительно переведенного в Li-форму, с раствором, содержавшим 0,1 моль/л LiCl и 0,72 г/л CuSO₄•5H₂O, что соответствовало 4,64 мг - экв/л Cu²⁺. При этом соотношение контактируемых фаз составляло 315 мл КУ - 2х8 в Li-форме на 500 мл указанного раствора. Предварительными опытами было показано, что в выбранных условиях медь из раствора практически полностью переходит в фазу катионита. По окончании заданного времени контактирования полученный ионообменный материал, представлявший собой Li-форму КУ - 2х8, с добавкой Cu²⁺ в количестве 0,0046 мг-экв (т.е. приблизительно 0,5%) на 1 мг-экв обменной емкости используемого катионита, отделяли от раствора и промывали дистиллированной водой.

Необходимое количество исследуемого ионообменного материала помещали в ионообменную колонку сечением S = 1 см² при длине слоя ионообменного материала в колонке 68 см. Ионообменные параметры исследуемого материала, определенные независимыми опытами, а также известные из справочной литературы, характеризуются величинами: емкость a₀ - 1,6 мг-экв/мл (3,0 мг-экв/г); K_Na ^Ca = (a_Ca/c_Ca)^1/2(a_Na/c_Na) = 1,5; K_Na ^Mg = 0,9; K_Na ^K = (a_K/c_K)/(a_Na/c_Na) = 1,25; K_Na ^Li = 0,8.

Колонку устанавливают в створе потока сточной воды, и оставляют там на время t_B = 27 часов. Скорость потока сточной воды составляла 600 мл/час. В течение этого времени была осуществлена имитация "залпового сброса" контролируемого токсичного компонента (медь) с превышением ПДК в 6,5 раз продолжительностью 2 часа, в течение которых через сорбционный материал с той же скоростью пропускали раствор того же состава "залповый сброс" с добавкой меди в концентрации 6,5 мг/л. Далее, продолжают пропускать сточную воду, контролируя периодически в пробах фильтрата содержание иона Na⁺, до его проскоковой концентрации C_Na ≥ 1•10^-4 г-экв/л.

После окончания сорбционного процесса колонку забирают в аналитическую лабораторию и производят выгрузку из нижней части колонки отработанного ионообменного материала фракциями по 0,5 - 2 см (1 - 5% от общего количества сорбционного материала) без нарушения остающейся в колонке части слоя. Массы полученных фракций в воздушно-сухом состоянии составили 0,3 - 2,5 г. Пробы были отрегенерированы 3 - 6 порциями (в зависимости от их массы) 6 М соляной кислоты по 10 мл. В полученных регенерационных растворах определяли содержание (мг-экв/г) Na⁺, Li⁺, Ca²⁺, Mg²⁺, Cu²⁺ и строили кривые зависимости содержания каждого из компонентов в слое ионообменного материала, C_i, от расстояния до начала слоя (продольной координаты колонки, x), фиг 1. Определив, таким образом положение зоны меди в слое сорбционного материала в момент окончания эксперимента и измерив расстояние, пройденное этой зоной (L = 17,5 см) из уравнения (3) было рассчитано время поступления меди в контролируемый раствор. Эту величину сравнивали с известной из условий эксперимента. Как видно из полученных данных (см. табл. 1), величина t, определенная из результатов эксперимента отличается от истинного значения на 0,4 час или 1,6%.

Пример 2. Проводят процесс, как описано в примере 1, за исключением того, что для приготовления сорбционного материала использовали 100 мл катионита КУ - 2х8 в Li-форме и 175 мл 0,1 н. раствор LiCl, в котором растворяли 0,39 г Fe(NO₃)₃•9H₂O, что составляет 2,32 мг-экв Fe³⁺. После перенесения полученного сорбционного материала с содержанием иона Fe³⁺ приблизительно 0,005 мг-экв/г сорбционной емкости в ионообменную колонну, высота слоя составляла 45 см. Продолжительность эксперимента 1_В = 21,15 часов. В течение этого времени была осуществлена имитация "залпового сброса" контролируемого токсичного компонента (медь) с превышением ПДК в 6,5 раз продолжительностью 2 часа.

В полученных регенерационных растворах определяли содержание (мг-экв/г) Na⁺, Li⁺, Ca²⁺, Mg²⁺, Fe³⁺, Cu²⁺ и строили кривые зависимости содержания каждого из компонентов в слое ионообменного материала, C_i, от расстояния до начала слоя (продольной координаты колонки, x), фиг. 2.

Определив, таким образом положение зоны меди в слое сорбционного материала в момент окончания эксперимента и измерив расстояние, пройденное этой зоной (L = 4,4 см) из уравнения (3) было рассчитано время поступления меди в контролируемый раствор. Эту величину сравнивали с известной из условий эксперимента. Как видно из полученных данных (см. табл. 2), величина t, определенная из результатов эксперимента отличается от истинного значения на - 0,2 час или 1,05%.

Пример 3. Проводят процесс, как описано в примере 1, за исключением того, что высота слоя сорбента составляла 72 см, а имитация "залповых сбросов" контролируемых токсичных компонентов (медь и никель) с превышением ПДК в 6,5 раз осуществлялась трижды, в интервалах 5,33 - 7,0 (1), 13,25 - 15,9 (2) и 23,5 - 25,5 (3) часов. В полученных регенерационных растворах определяли содержание (мг-экв/г) Ni²⁺ и Сu²⁺ и строили кривые зависимости содержания каждого из этих компонентов в слое сорбционного материала, C_i, от положения данного слоя вдоль продольной координаты колонки, x, фиг. 3.

Определив, таким образом, положение зон меди в слое сорбционного материала в момент окончания эксперимента и измерив расстояние, пройденное этими зонами (L₁ = 44,6 см, L₂ = 32,6 см, L₃ = 27,8 см) из уравнения (3) были рассчитаны времена поступления меди в контролируемый раствор. Эти величины сравнивали с известными из условий эксперимента. Как видно из полученных данных (см. табл. 3), величины t₁, t₂, t₃, определенные из результатов эксперимента, отличаются от истинного значения на 2,3 час или 6,9% (1), на 3,5 час или 14,5% (2), на 3,8 час или 18,4% (3).

А так же, определив, положение зон никеля в слое сорбционного материала в момент окончания эксперимента и измерив расстояние, пройденное этими зонами (L₁ = 48,7 см, L₂ = 41,1 см, L₃ = 18,2 см) из уравнения (3) были рассчитаны времена поступления меди в контролируемый раствор. Эти величины сравнивали с известными из условий эксперимента. Как видно из полученных данных (см. табл. 3 и 4), величины t₁, t₂, t₃, определенные из результатов эксперимента, отличаются от истинного значения на 0,01 час или 0,029% (1), на 2,2 час или 7,3% (2), на - 3,6 час или 27,3% (3).

Таким образом, предлагаемый способ позволяет осуществлять контроль загрязнений водных объектов в различные промежутки времени, определить состав каждого отдельного выброса, время и продолжительность его осуществления, и является незаменимым для целей экологического контроля природных и техногенных вод.

Использование: экологический контроль природных и техногенных вод, включая речные водоемы, шахтные и карьерные воды. Технический результат изобретения заключается в обеспечении возможности контроля анализируемой воды в различные промежутки времени в ходе осуществления сорбционного процесса. Сущность изобретения: пропускание контролируемой воды непосредственно в стоке последней через слой сорбционного материала в ионообменной колонке и определение содержания в нем загрязняющих ионов, при этом в качестве сорбционного материала используют материал, предварительно обработанный раствором, содержащим, по крайней мере, один из компонентов, сорбируемых этим материалом не менее селективно, чем наиболее сорбируемый компонент из числа определяемых загрязняющих компонентов контролируемой воды, определяют содержание загрязняющих ионов в n-фракциях сорбционного материала, взятых по всей длине колонки, получают зависимость содержания загрязняющих ионов во фракциях от начала ионообменного слоя колонки, по которой судят о распределении во времени загрязняющих ионов в водных объектах. Предложена формула для расчета времени поступления в водный объект загрязняющих ионов. 3 з.п. ф-лы, 3 ил., 4 табл.

1. Способ сорбционного контроля загрязнения водных объектов, включающий пропускание контролируемой воды непосредственно в стоке последней через слой сорбционного материала в ионообменной колонке, и определение содержания в нем загрязняющих ионов, отличающийся тем, что в качестве сорбционного материала используют сорбционный материал, предварительно обработанный раствором, содержащим, по крайней мере, один из компонентов, сорбируемых этим материалом не менее селективно, чем наиболее сорбируемый компонент из числа определяемых загрязняющих компонентов контролируемой воды, определяют содержание загрязняющих ионов в n-фракциях сорбционного материала, взятых по всей длине колонки, получают зависимость содержания загрязняющих ионов во фракциях от начала ионообменного слоя колонки, по которой судят о распределении во времени загрязняющих ионов в водных объектах. 2. Способ сорбционного контроля загрязнения водных объектов по п.1, отличающийся тем, что используют сорбционный материал, предварительно обработанный раствором, содержащим, по крайней мере, один из компонентов, селективно сорбируемых этим материалом в концентрациях не меньших, чем концентрация наиболее сорбируемого компонента из числа определяемых загрязняющих ионов водного объекта. 3. Способ сорбционного контроля загрязнения водных объектов по п.1, отличающийся тем, что время поступления в водный объект загрязняющих ионов определяют по формуле

где <l_i> - расстояние от входа в ионообменную колонку до центра полосы анализируемого загрязняющего компонента;
υ - скорость пропускания контролируемой воды через ионообменную колонку;
ε - порозность слоя ионообменного материала;
Г - равновесный коэффициент распределения определяемого иона, на сорбционном материале. 4. Способ сорбционного контроля загрязнения водных объектов по п.1, отличающийся тем, что объем и количество анализируемых фракций сорбционного материала определяют в зависимости от заданной точности контроля загрязнений водного объекта.