Перспектива використання природних сорбентів для вилучення фосфат-йонів із водного середовища

Флоря, Крістіна Антонівна

Будь ласка, використовуйте цей ідентифікатор, щоб цитувати або посилатися на цей матеріал: https://er.chdtu.edu.ua/handle/ChSTU/9601

Назва:	Перспектива використання природних сорбентів для вилучення фосфат-йонів із водного середовища
Автори:	Ящук, Людмила Борисівна Флоря, Крістіна Антонівна
Ключові слова:	ФОСФАТ-ЙОН;БІОТЕСТУВАННЯ;ПРИРОДНІ СОРБЕНТИ;АДСОРБЦІЯ;СТУПІНЬ ОЧИЩЕННЯ;АДСОРБЦІЙНА ЄМНІСТЬ;СТІЧНІ ВОДИ
Дата публікації:	2026
Короткий огляд (реферат):	Флоря К.А. Перспектива використання природних сорбентів для вилучення фосфат-йонів із водного середовища Випускна кваліфікаційна робота: 50 с, 5 рисунків, 6 таблиць, 1 додаток, 44 джерела, мультимедійна презентація Мета роботи: оцінка ефективності природних і синтетичних сорбентів для вилучення фосфат-іонів зі стічних вод та розробка рекомендацій щодо практичного впровадження сорбційного очищення. Завдання роботи: провести аналітичний огляд сучасних методів видалення фосфатів із стічних вод та узагальнити відомості про природні сорбційні матеріали; визначити залишкові концентрації фосфат-іонів після сорбційної обробки модельних розчинів природними та синтетичними сорбентами у динамічних та статичних умовах; оцінити якість очищеної води методом біотестування; розглянути шляхи утилізації відпрацьованого сорбенту та надати рекомендації щодо запровадження сорбційного очищення в практику водоочищення. Об’єкт дослідження: процес адсорбційного вилучення фосфат-іонів із стічних вод. Робота присвячена проблемі забруднення водних об'єктів фосфатами та можливостям її вирішення із застосуванням природних сорбційних матеріалів. Досліджено сорбційну ефективність природних матеріалів. Розроблено рекомендації щодо вибору сорбенту, оптимальних умов процесу та поводження з відпрацьованим матеріалом для застосування в системах третинного доочищення комунальних і промислових стічних вод
URI (Уніфікований ідентифікатор ресурсу):	https://er.chdtu.edu.ua/handle/ChSTU/9601
Розташовується у зібраннях:	101 Екологія (Екологія, охорона навколишнього середовища та збалансоване природо-користування)

Файли цього матеріалу:

Файл	Опис	Розмір	Формат
КРБ Флоря.pdf Restricted Access		941.93 kB	Adobe PDF	Переглянути/Відкрити Запит копії

Показати повний опис матеріалу Перегляд статистики

Усі матеріали в архіві електронних ресурсів захищено авторським правом, усі права збережено.

Extracted text

МІНІСТЕРСТВО ОСВІТИ І НАУКИ УКРАЇНИ
ЧЕРКАСЬКИЙ ДЕРЖАВНИЙ ТЕХНОЛОГІЧНИЙ УНІВЕРСИТЕТ

Факультет технологій, будівництва та раціонального природокористування

Кафедра екології та природоохоронних технологій

Пояснювальна записка

до кваліфікаційної роботи бакалавра

на тему ПЕРСПЕКТИВА ВИКОРИСТАННЯ ПРИРОДНИХ СОРБЕНТІВ ДЛЯ
ВИЛУЧЕННЯ ФОСФАТ-ЙОНІВ ІЗ ВОДНОГО СЕРЕДОВИЩА

Виконала: студентка 4 курсу, групи ЕК-20
спеціальності 101 «Екологія»____________
(шифр і назва спеціальності)
_Флоря К.А._________________________
(прізвище та ініціали)
Керівник _Ящук Л.Б.____________________
(прізвище та ініціали)
Нормоконтроль __Хоменко О.М._______
(прізвище та ініціали)
Рецензент __Щафорост Ю.А.___________
(прізвище та ініціали)

Черкаси – 2026 рік
4
ЗМІСТ

Вступ 5
1 Аналітичний огляд літератури 7
1.1 Проблема забруднення біогенних вод природними компонентами 7
1.2 Сучасні підходи до зменшення забруднення води 10
1.3 Перспектива використання сорбційних методів 12
1.3.1 Поширені природні адсорбенти для видалення фосфатів 13
1.3.2 Умови використання природних сорбентів 15
1.3.3 Технологічне забезпечення сорбційних процесів 17
1.4 Запобігання надходження небезпечних речовин у стічні води 19
2 Перспектива використання природних сорбентів для вилучення
фосфат-йонів із водного середовища 21
2.1 Фосфатовмісні компоненти у стічних водах 21
2.2 Метод визначення PO 3-
4 у воді 23
2.3 Результати досліджень 25
2.3.1 Ефективність сорбентів природного і синтетичного
походження для вилучення PO 3-
4 йона 27
2.3.2 Використання біотестування для оцінки залишкового
вмісту 34
2.3.3 Системи утилізації відпрацьованого сорбенту 38
2.4 Рекомендації щодо запровадження сорбційної очистки за
допомогою природних сорбентів 40
Висновки 44
Перелік посилань 46
Додатки 51
Додаток А 52

5
ВСТУП

Вода – це основа існування будь-якої екосистеми. Проте вже кілька
десятиліть поспіль якість поверхневих вод в Україні викликає серйозне
занепокоєння, і однією з основних причин цього є надмірне надходження сполук
фосфору з комунально-побутових, промислових та сільськогосподарських стічних
вод. Накопичення фосфатів у водоймах запускає неконтрольовані процеси
евтрофікації.
Традиційними підходами до вилучення фосфатів вважаються: хімічне
осадження солями заліза й алюмінію, мембранна фільтрація, біологічне очищення,
які дають видимий ефект, але кожен з них має суттєві обмеження. Хімічне
осадження потребує постійних витрат на реагенти й утворює металовмісні осади,
складні в утилізації. Мембранні системи ефективні, однак дорогі та енергоємні.
Тому, враховуючи явну недосконалість вищеперерахованих методів, у даній роботі
був розглянутий метод адсорбції з використанням природних матеріалів: цеоліти,
глинисті мінерали, органічні копалини, які широко представлені в природі,
порівняно дешеві і не потребують складного обладнання. Крім того, насичений
фосфором сорбент можна повернути в агрохімічний оборот, що перетворює відхід
на ресурс, саме те, що передбачає логіка циркулярної економіки.
Актуальність цієї роботи зумовлена кількома взаємопов’язаними чинниками.
По-перше, попри існування нормативних вимог щодо скидів фосфатів, переважна
більшість малих і середніх очисних споруд в Україні не має потужностей для
ефективного третинного очищення. По-друге, країна має значний ресурсний
потенціал у сфері природних сорбентів – кліноптилолітові цеоліти Закарпаття,
торфові родовища Полісся, поклади бурого вугілля в різних регіонах – і цей
потенціал залишається практично незадіяним у водоочищенні. Питання
фітотоксикологічної безпечності очищеного стоку, тобто впливу фільтрату на живі
організми, у вітчизняних дослідженнях розглядається рідко, хоча саме це є
визначальним фактором того, чи можна таку воду безпечно відводити у водойми.
6
Метою дипломної роботи є оцінювання ефективності природних і
синтетичних сорбентів для вилучення фосфат-іонів зі стічних вод та розробка
рекомендацій щодо практичного впровадження сорбційного очищення.
Для досягнення поставленої мети визначено такі завдання:
– провести аналітичний огляд сучасних методів видалення фосфатів із
стічних вод та узагальнити відомості про природні сорбційні матеріали;
– визначити залишкові концентрації фосфат-іонів після сорбційної обробки
модельних розчинів сімома видами сорбентів у динамічних та статичних умовах;
– розрахувати ступінь очищення та питому адсорбційну ємність кожного
досліджуваного матеріалу;
– оцінити якість очищеної води методом біотестування;
– розглянути шляхи утилізації відпрацьованого сорбенту та надати
рекомендації щодо запровадження сорбційного очищення в практику
водоочищення.
Об'єктом дослідження є процес адсорбційного вилучення фосфат-іонів із
стічних вод. Предметом дослідження – ефективність природних і синтетичних
сорбентів за показниками ступеня очищення, адсорбційної ємності та
фітотоксикологічної безпечності фільтрату.
Наукова новизна роботи полягає у комплексному порівнянні семи
сорбційних матеріалів різного походження, синтетичних та природних органічних
копалин у поєднанні хімічного аналізу та біотестування, що дає змогу отримати
інтегральну оцінку ефективності кожного матеріалу.
Практичне значення результатів полягає у формуванні науково
обґрунтованих рекомендацій щодо вибору сорбенту, оптимальних умов процесу та
поводження з відпрацьованим матеріалом для застосування в системах
доочищення комунальних і промислових стічних вод.

7
АНАЛІТИЧНИЙ ОГЛЯД ЛІТЕРАТУРИ

1.1 Проблема забруднення біогенних вод природними компонентами

Однією з найгостріших екологічних проблем сучасності є надмірне
надходження біогенних елементів, перш за все сполук фосфору та азоту у
поверхневі та підземні водні об'єкти. Ці речовини є необхідними для нормальної
життєдіяльності водних організмів, проте у підвищених концентраціях
перетворюються на небезпечні забруднювачі, що провокують деградацію водних
екосистем і погіршення якості питної води [1, 2].
Фосфор посідає особливе місце серед біогенних елементів: він визнається
головним чинником евтрофікації прісноводних водойм: озер, ставків, водосховищ
та річок (рис. 1.1). Евтрофікація є природним процесом «старіння» водойм, однак
під дією антропогенних чинників цей процес прискорюється настільки, що
відбувається протягом десятиліть замість тисячоліть [3]. Надлишок фосфатів
стимулює масовий розвиток фітопланктону й синьо-зелених водоростей, так зване
«цвітіння» води, що призводить до різкого падіння концентрації розчиненого
кисню, загибелі риби та інших гідробіонтів, а також утворення токсинів,
небезпечних для здоров'я людини [4].

Рисунок 1.1 – Процес евтрофікації басейну р. Дніпро у м. Черкаси
8
Джерела надходження фосфатів у водойми поділяють на точкові та дифузні.
До точкових відносять скиди комунально-побутових і промислових стічних вод,
що містять фосфати як складову синтетичних мийних засобів і технологічних
відходів хімічної, харчової та нафтопереробної промисловості [5, 6]. Дифузні, або
неточкові, джерела включають поверхневий стік із сільськогосподарських угідь, де
застосовуються мінеральні фосфорні добрива та засоби захисту рослин, а також
стоки тваринницьких комплексів [7].
Дослідження стану водних об'єктів басейну річки Дніпро свідчать про
суттєве антропогенне навантаження: близько 61% надходження біогенних речовин
обумовлено дифузними джерелами – переважно ерозійним вимиванням із
сільськогосподарських земель та зливовим стоком, тоді як частка точкових скидів
від комунальних і промислових підприємств становить близько 20% [8]. Сучасний
екологічний стан поверхневих вод України характеризується як незадовільний: у
більшості водойм зафіксовано перевищення гранично допустимих концентрацій
фосфатів [9].
Джерела фосфатів у стічних водах поділяють на три основні категорії:
побутові, промислові та сільськогосподарські [5, 8].
Побутові стічні води є одним із найвагоміших точкових джерел фосфатного
забруднення. Близько 30-50% загального фосфору у комунальних стоках
забезпечують синтетичні мийні засоби, що містять поліфосфати: переважно
триполіфосфат натрію (Na5P3O10) як пом'якшувачі води і комплексоутворювачі [6].
Вагомий внесок також робить метаболізм людини: з продуктів життєдіяльності
один дорослий виділяє до 1,5-2 г фосфору на добу переважно у формі
ортофосфатів. У результаті середня концентрація загального фосфору у
необроблених комунальних стоках становить 5-20 мг/л [19].
Промислові стічні води є надзвичайно різноманітними за своїм складом.
Підприємства харчової промисловості: молокозаводи, м'ясокомбінати, виробники
напоїв використовують фосфати у технологічних розчинах і мийних засобах, тому
їх стоки містять значну кількість фосфорних сполук [8]. До потужних промислових
9
джерел також належать виробництво мінеральних добрив і фосфорної кислоти,
металургійні підприємства, де фосфати застосовуються як антикорозійні агенти.
Концентрація загального фосфору у промислових стічних водах може коливатись
від 10 до кількох сотень мг/л залежно від виду виробництва [17].
Дифузні, або неточкові, джерела надходження фосфатів є найскладнішими з
погляду контролю. Поверхневий стік із сільськогосподарських угідь, на яких
вносяться мінеральні фосфорні добрива (суперфосфат, амофос, діамофос),
забезпечує значне вимивання фосфатів унаслідок ерозії ґрунту – від 10 до 30%
внесеного фосфору може втрачатись зі стоком протягом першого року після
внесення [43]. Гній і послід великих тваринницьких комплексів є окремим вагомим
сегментом: як зазначено у підрозділі 1.1, близько 61% загального навантаження
біогенними речовинами на басейн р. Дніпро припадає саме на дифузні джерела [8].
Окремо варто виокремити так зване «внутрішнє навантаження» – повторне
вивільнення фосфору, накопиченого у донних відкладах, за умов анаеробного
середовища і зниженого окисно-відновного потенціалу. Цей процес здатний
підтримувати підвищені концентрації фосфатів у воді навіть після суттєвого
скорочення зовнішніх джерел забруднення, що значно ускладнює реабілітацію
евтрофованих водойм [7, 12].
Небезпека надлишкового надходження фосфатів у водне середовище є
багатоаспектною і проявляється на екологічному, санітарно-гігієнічному та
соціально-економічному рівнях.
Головним екологічним наслідком є евтрофікація водойм. Надлишок фосфатів
стимулює масовий розвиток фітопланктону й ціанобактерій, так зване «цвітіння»
води [3, 4]. Найбільш токсичними серед них є Microcystis aeruginosa, Anabaena flos-
aquae та Aphanizomenon flos-aquae, що продукують мікроцистини (гепатотоксини)
і анатоксини (нейротоксини). Ці речовини є небезпечними для ссавців, риб і
безхребетних, а також здатні потрапляти до питних водозаборів [44].
З санітарно-гігієнічної точки зору, мікроцистини класифіковані Всесвітньою
організацією охорони здоров'я як можливі канцерогени (група 2B), а їх допустимий
10
рівень у питній воді не має перевищувати 1 мкг/л. Традиційні методи
водопідготовки це хлорування і флокуляція, які не завжди забезпечують повне
знешкодження цих сполук [44]. Саме тому обмеження надходження фосфатів до
водних об'єктів є стратегічно важливішим завданням, ніж боротьба з їх наслідками
на стадії водопідготовки.
Розкладання надмірної біомаси водоростей супроводжується різким
падінням концентрації розчиненого кисню у придонних шарах – явищем, відомим
як гіпоксія. При концентрації О2 нижче 2 мг/л настає масова загибель риби та інших
аеробних гідробіонтів, що спричиняє значні економічні збитки для рибальства і
аквакультури [7, 11]. Анаеробні умови у донних відкладах, що формуються при
цьому, додатково стимулюють «внутрішнє навантаження» і сприяють ще більшій
деградації водойми.
Фосфатовмісні компоненти стічних вод є основним чинником деградації
водних екосистем. Розуміння хімічних форм фосфору, різноманіття його джерел і
механізмів небезпеки є необхідною основою для вибору ефективних методів
очищення, зокрема сорбційних методів із використанням природних матеріалів.

1.2 Сучасні підходи до зменшення забруднення води

Для видалення фосфатів із стічних вод застосовується кілька груп методів:
хімічні (хімічне осадження), біологічні (посилене біологічне видалення фосфору,
фіторемедіація) та фізико-хімічні (адсорбція, іонний обмін, мембранні технології),
(рис. 1.2). Вибір конкретного методу визначається початковою концентрацією
забруднювача, нормативними вимогами до якості очищеного стоку, економічними
чинниками й можливістю рекуперації фосфору [12].

11
Методи видлення
PO 3-
4 із стічних вод
Біологічний Фізико-хімічний:
Хімічний Метод посиленого Сорбція
біологічного
(Хімічне осадження) Іонний обмін
видалення фосфору
(EBPR) Мембранні технології

Рисунок 1.2 – Методи видалення PO 3-
4 із стічних вод

Хімічне осадження один із найбільш поширених підходів. Суть методу
полягає у введенні у стічні води солей металів сульфату алюмінію, хлориду заліза
або вапна, що зумовлює утворення нерозчинних осадів фосфатів і їх подальше
відокремлення під час відстоювання чи фільтрації [13]. Метод відзначається
високою ефективністю, однак потребує значних витрат на реагенти й утилізацію
металовмісного осаду, також може негативно впливати на мікробіологічні
показники активного мулу при надмірному дозуванні коагулянтів [14].
Технологія посиленого біологічного видалення фосфору (Enhanced Biological
Phosphorus Removal, EBPR) базується на здатності поліфосфатакумулюючих
мікроорганізмів накопичувати фосфор у надмірній кількості за певних умов
анаеробно-аеробного чергування. Основними перевагами цього підходу є
відсутність потреби у хімічних реагентах і менший обсяг утворюваного осаду
порівняно з хімічним осадженням [15]. Разом із тим, процес надзвичайно чутливий
до складу вхідного стоку, зокрема до наявності летких жирних кислот, і може
давати нестабільні результати при варіабельному складі стічних вод [16].
12
Мембранні технології – нанофільтрація та зворотний осмос забезпечують
дуже глибоке видалення фосфатів (понад 99%), однак характеризуються значними
капітальними та експлуатаційними витратами, великим споживанням енергії та
потребою в утилізації концентрату. Тому на практиці вони застосовуються
переважно як завершальний ступінь очищення або за необхідності підготовки води
питної якості [17].
Доволі продуктивним методом для видалення PO 3-
4 йонів з водного
середовища є сорбція – процес поглинання фосфатних аніонів поверхнево твердого
матеріалу за рахунок електростатичних взаємодій, лігандного обміну та
хемосорбції. Сорбційне очищення реалізується у двох основних режимах:
порційному, десорбентно-стійному контакті з водою при перемішуванні, та
колонному із безперервним прокачуванням стоку через нерухомий шарматеріал,
що є більш придатним для промислового масштабування. Перевагою методу є
можливість регенерації насиченого сорбенту та рекуперації вилученого фосфору у
формі концентрату або добрива, що відповідає принципам безвідхідного
виробництва.
Серед перерахованих підходів адсорбція вирізняється поєднанням ряду
важливих переваг: простота апаратурного оформлення, низькі операційні витрати,
придатність для застосування на малих і децентралізованих об'єктах, а також
висока ефективність за низьких початкових концентрацій фосфору [12, 19]. Саме
тому дослідження природних сорбентів як альтернативи дороговартісним
синтетичним матеріалам набувають дедалі більшої актуальності.

1.3 Перспектива використання сорбційних методів

Адсорбційні методи очищення ґрунтуються на здатності пористих матеріалів
утримувати молекули або іони забруднювачів на своїй поверхні завдяки фізичним
і хімічним взаємодіям. Фосфати у водних розчинах існують у вигляді аніонів
13
(H PO -, HPO 2- або PO 3-
2 4 4 4 залежно від pH), що визначає їх взаємодію з поверхнею
сорбенту через електростатичне притягання, лігандний обмін, поверхневе
комплексоутворення та осадження нерозчинних солей [19, 20].
Адсорбційне очищення реалізується переважно у двох технологічних
варіантах: у режимі порційного контакту та в режимі безперервного потоку через
нерухомий шар. Порційний режим застосовується на стадії лабораторних
досліджень і для невеликих об'ємів стоку; колонний режим є більш практичним для
реального очищення, оскільки дозволяє обробляти великі об'єми стічних вод при
безперервній роботі установки [21].
Серед різноманіття досліджуваних адсорбентів особливий інтерес
становлять природні матеріали – цеоліти, глинисті мінерали та біочар, оскільки
вони є поновлюваними, доступними та економічно вигідними. Разом із тим
немодифіковані природні матеріали нерідко мають обмежену ємність адсорбції
фосфатів через те, що їх поверхня несе негативний заряд, як і сам аніон фосфату.
Це стимулює розробку методів модифікації для підвищення ефективності сорбції
[22, 23].

1.3.1 Поширені природні адсорбенти для видалення фосфатів

Цеоліти – природні кристалічні алюмосилікати з тривимірною каркасною
структурою, в якій тетраедри SiO4 і AlO4 з'єднані спільними атомами кисню,
утворюючи розгалужену систему каналів і первинних молекулярних розмірів.
Природний цеоліт кліноптилоліт, родовища якого є в Україні (Закарпатська обл.,
Сокирниця), характеризується розвиненою питомою поверхнею, регулярною
структурою пор та здатністю до катіонного обміну. Проте нативний кліноптилоліт
демонструє відносно слабке зв'язування фосфатних аніонів через однойменний
заряд поверхні [24].
14
Для подолання цього обмеження широко застосовують модифікацію цеолітів
кальцієвими сполуками. Зокрема, попередня обробка кліноптилоліту розчином
Ca(OH)₂ дозволяє різко підвищити ступінь вилучення фосфатів – з 1,7% до 97,6%
при початковій концентрації фосфору 10 мг/л та pH 7. Досягнутий рівень
залишкового вмісту фосфору (81-238 мкг/л) відповідає вимогам до третинного
очищення стічних вод [25]. Автори систематичного огляду, проведеного у 2025
році, підтверджують, що модифіковані цеоліти (із застосуванням алюмінію, заліза,
кальцію тощо) демонструють суттєво вищу ефективність видалення фосфатів
порівняно з природними аналогами [26].
Біочар – вуглецевий матеріал, отриманий термічним розкладанням
(піролізом) органічної біомаси в умовах обмеженого доступу кисню. Він є ще
одним перспективним природним сорбентом. Залежно від вихідної сировини
(солома злакових культур, деревина, відходи тваринництва, осад стічних вод) і
температури піролізу, властивості біочару можуть суттєво варіюватися.
Встановлено, що адсорбція фосфатів на біочарі зростає з підвищенням температури
реакції і зменшується зі збільшенням pH розчину [27].
Найвищу ємність адсорбції фосфатів серед необроблених біочарів
демонструють матеріали, отримані при вищих температурах піролізу ( при 700°C),
що формують більш розвинену питому поверхню. Зразки, виготовлені з Міскантуса
гігантського (Miscanthus giganteus) при 700°C, показали адсорбційну ємність
близько 15,5 мг/г [27]. Значно більших результатів досягають при модифікації
біочару: обробка оксидом кальцію або яєчною шкаралупою (Ca - модифікований
біочар з осаду) дозволяє досягти максимальної адсорбційної ємності понад 529 мг/г
завдяки формуванню гідроксиапатиту [28].
Глинисті мінерали монтморилоніт, каолініт, атапульгіт, ілліт – є доступними
і поширеними природними матеріалами, що також досліджуються як адсорбенти
фосфатів. Природні глини мають негативно заряджену поверхню і кристалічну
решітку, що ускладнює зв'язування аніонних забруднювачів. Проте модифіковані
глинисті мінерали здатні ефективно вилучати фосфати через комплекс механізмів:
15
іонний обмін, водневі зв'язки, кристалізацію, кислотно-основні взаємодії за
Льюїсом та електростатичне притягання [22]. Природні кальційвмісні глини
можуть бути перетворені на ефективні пористі адсорбенти методами
гідротермального синтезу і термічної обробки без введення додаткових реагентів
[29].
Окрему групу становлять відходи й побічні продукти виробництва:
доменний шлак, попіл спалювання біомаси, м'ясо-кісткове борошно та шкаралупа
молюсків. Доменний шлак містить у складі вапно, кремнезем, оксид алюмінію та
магній, що забезпечують потенціал для зв'язування фосфатів; синтезований із нього
гідрат силікату кальцію показав ємність адсорбції 53,1 мг/г і ефективність
видалення 97-99% [20]. Гідрат силікату кальцію загалом привертає дедалі більшу
увагу як ефективний адсорбент, оскільки домінуючим механізмом вилучення
фосфатів є поверхневе мікроосадження, зумовлене виходом іонів Ca²⁺ та OH⁻ в
розчин [30].
Водяний гіацинт (Eichhornia crassipes), будучи водяним бур'яном, що завдає
значної шкоди тропічним водоймам, може бути перетворений на ефективний
адсорбент після відповідної обробки. Дослідження у проточних колонках із
нерухомим шаром показало придатність цього матеріалу для масштабування до
промислових умов очищення стічних вод [31].

1.3.2 Умови використання природних сорбентів

Ефективність адсорбційного вилучення фосфатів залежить від низки
операційних параметрів, серед яких ключову роль відіграють pH розчину,
температура, дозування сорбенту, початкова концентрація фосфору та наявність
конкурентних аніонів [19, 32].
Величина pH є визначальним чинником. У кислому середовищі (pH 3–6)
фосфор переважно знаходиться у вигляді H2PO -
4 – форми, що легше адсорбується
16
поверхнею більшості сорбентів порівняно з HPO 2-
4 і PO 3-
4 , переважаючими при
нейтральних і лужних значеннях pH [32]. Для кліноптилоліту встановлено, що
кисле середовище є оптимальним для адсорбції фосфатів, а зростання pH знижує
сорбційну ємність [24]. Для кальційвмісних адсорбентів (модифіковані цеоліти),
навпаки, нейтральне і слабко лужне середовище є більш сприятливим завдяки
превалюванню механізму осадження фосфату кальцію [25, 30].
Температура процесу впливає на термодинамічний характер адсорбції:
більшість досліджень свідчать про ендотермічну природу адсорбції фосфатів –
тобто підвищення температури сприяє збільшенню ємності сорбента. Значення
термодинамічних параметрів (ΔG < 0, ΔH > 0, ΔS > 0) підтверджують, що процес є
спонтанним і супроводжується зростанням ентропії системи [27, 33].
Кінетика адсорбції фосфатів на переважній більшості природних і
модифікованих сорбентів адекватно описується моделлю псевдо-другого порядку,
що вказує на переважно хімічний, а не фізичний, характер взаємодії між
фосфатними аніонами і поверхнею адсорбенту [27, 33, 34]. Рівноважні дані
найчастіше задовільно апроксимуються як моделлю Ленгмюра (монослойна
адсорбція на однорідній поверхні), так і моделлю Фрейндліха (багатошарова
адсорбція на гетерогенній поверхні) [27, 35].
Суттєвою проблемою при практичному застосуванні є вплив конкурентних
аніонів. Сульфати, карбонати, нітрати та хлориди, що містяться у реальних стічних
водах, конкурують з фосфатами за активні центри поверхні адсорбенту.
Дослідження показали, що ефективність видалення фосфатів знижується в
присутності цих іонів у наступному порядку: SO 2-
4 > NO -
3 > Cl- [36]. Тому при
розробці технологічних схем необхідно враховувати загальний сольовий склад
стічних вод.
Дозування адсорбенту безпосередньо пов'язане з досягнутим ступенем
очищення: збільшення маси адсорбенту підвищує ступінь вилучення фосфатів,
однак за певного оптимального значення подальше нарощування дози не дає
17
суттєвого ефекту. Для модифікованого цеоліту встановлено, що дозування 0,8 г/л є
достатнім для ефективного видалення 10 мг/л фосфатів [25].
Важливим показником є також регенерація адсорбенту. Можливість
десорбції фосфатів і відновлення ємності сорбенту визначає економічну
доцільність технології. Для більшості природних та модифікованих сорбентів
регенерацію здійснюють розчинами NaOH, що дозволяє повернути до 80–90%
адсорбованого фосфору [19]. Насичений регенеруючий розчин може слугувати
концентратом для подальшого отримання добрив.

1.3.3 Технологічне забезпечення сорбційних процесів

Адсорбційне очищення від фосфатів реалізується у двох основних
технологічних варіантах: порційному та безперервному колонному. У порційному
режимі задану масу адсорбенту контактують з певним об'ємом стічних вод
протягом визначеного часу при перемішуванні. Цей підхід зручний для
лабораторних досліджень і дрібних об'єктів, але має обмежену практичну цінність
через дискретність процесу та труднощі відокремлення адсорбенту від очищеного
стоку [21].
Колонний метод з нерухомим шаром адсорбенту є більш технологічним і
придатним для промислового масштабування. Через засипаний у колону адсорбент
безперервно прокачується стічна вода; ефективність очищення характеризується
кривою пробою (рис 1.3). Ключовими технологічними параметрами є висота шару
адсорбенту (зазвичай 5-30 см у лабораторних умовах), швидкість потоку (1-5 мл/хв
при лабораторному масштабі) та початкова концентрація забруднювача [37, 38].
Масштабування лабораторних результатів до промислових умов є важливим
етапом. Встановлено, що збільшення висоти шару адсорбенту підвищує тривалість
роботи до пробою, тоді як зростання швидкості потоку і початкової концентрації
забруднювача прискорює насичення шару [37]. Для реальних стічних вод з
18
початковою концентрацією фосфору 10 мг/л гідрат силікату кальцію дозволяв
очищати 1658 мл стоку протягом 249 хвилин до досягнення нормативного порогу
1 мг/л [39].

Рисунок 1.3 – Схема та принцип роботи колонної установки для сорбції

Перспективним напрямом є застосування композитних матеріалів,
наприклад біочар-цеоліт або біочар-оксид металу, що поєднують переваги обох
компонентів: розвинену питому поверхню і функціональні групи біочару із
ємністю іонного обміну і термічною стабільністю цеоліту [40]. Такі нанокомпозити
демонструють синергетичний ефект при видаленні фосфатів та важких металів з
одночасним виконанням функцій широкоспектральної та вибіркової адсорбції.
Іммобілізація адсорбентів у матрицях є технологічним рішенням для
запобігання вимиванню дрібнодисперсного матеріалу з колони і підвищення
механічної міцності шару. Використання пористого бетону, насиченого
19
частинками CSH, дозволило отримати стаціонарний фільтр, при цьому
продуктивність системи визначалася висотою колони та швидкістю потоку [30].

1.4 Запобігання надходження небезпечних речовин у стічні води

Попередження забруднення є принципово важливішим, ніж подальше
очищення: кожен кілограм фосфору, що не потрапив у водойму, не потребує
витратних технологій вилучення. Тому паралельно з розробкою методів очищення
необхідно впроваджувати заходи із запобігання надходженню фосфору у стічні та
поверхневі води на всіх рівнях – від законодавчого регулювання до агротехнічних
і технічних рішень.
На рівні законодавства та нормативного регулювання ключовим
інструментом в Європейському Союзі є Директива про нітрати (91/676/ЄЕС), що
зобов'язує країни-члени виявляти зони, вразливі щодо забруднення нітратами, та
розробляти обов'язкові програми дій для скорочення втрат поживних речовин із
сільськогосподарських угідь [41]. Водночас Рамкова водна директива ЄС
(2000/60/ЄС) встановлює ціль досягнення «доброго екологічного стану» усіх
водних об'єктів і вимагає скорочення викидів фосфору та азоту щонайменше на
50% до 2030 р. при збереженні продуктивності сільськогосподарського
виробництва [42].
У галузі сільського господарства основним інструментом управління
дифузними джерелами забруднення є так звані найкращі практики управління (Best
Management Practices, BMPs). До них відносять: впровадження буферних смуг із
трав'яною або деревно-чагарниковою рослинністю вздовж водотоків, що
перехоплюють поверхневий стік і утримують поживні речовини; зменшення норм
внесення фосфорних добрив відповідно до агрохімічного паспорту поля; нульовий
або мінімальний обробіток ґрунту, що зменшує ерозію і вимивання фосфору;
20
вирощування проміжних культур у міжсезоння для утримання елементів живлення
[43].
Однак масштаб впровадження BMP є критично важливим: як показує
практика, навіть широке застосування цих заходів у межах водозбірного басейну
не завжди дає негайний помітний ефект так, як «накопичений» у ґрунтах фосфор
продовжує вимиватися тривалий час після зміни практики господарювання [43]. Це
свідчить про необхідність системного і довгострокового підходу.
У промисловості та комунальному господарстві основними заходами є
встановлення ефективних систем первинного і вторинного очищення стічних вод
на підприємствах та очисних станціях, моніторинг скидів і своєчасне виявлення
аварійних ситуацій. Заміна фосфатних мийних засобів на безфосфатні аналоги є
прикладом успішного законодавчого обмеження: у ряді країн заборона фосфатів у
побутовій хімії та засобах для посудомийних машин дозволила суттєво знизити
навантаження на очисні споруди [6].
Відновлення прибережних водно-болотних угідь і конструйованих
(штучних) болотних систем розглядається як природно-орієнтований підхід до
затримання та трансформації надлишку біогенних елементів зі стоку. Ці системи
поєднують рослинні поглинання, мікробіологічну трансформацію й адсорбцію
фосфатів на субстраті, однак потребують значних земельних площ і функціонують
ефективно лише після досягнення певної екологічної зрілості [43].
Таким чином, системний підхід до скорочення надходження фосфатів у
водне середовище включає комбінацію нормативного регулювання, агротехнічних
заходів, промислових і побутових практик та природно-орієнтованих рішень.
Поєднання превентивних заходів з ефективними технологіями очищення, зокрема
з використанням природних сорбентів, є найбільш раціональною стратегією для
досягнення нормативних вимог до якості водних об'єктів.

21
2 ПЕРСПЕКТИВА ВИКОРИСТАННЯ ПРИРОДНИХ СОРБЕНТІВ ДЛЯ
ВИЛУЧЕННЯ ФОСФАТ-ЙОНІВ ІЗ ВОДНОГО СЕРЕДОВИЩА

2.1 Фосфатовмісні компоненти у стічних водах

Фосфор – це елемент п'ятої групи таблиці Менделєєва з атомним номером 15.
Він являється одним із ключових біогенних елементів, без якого неможливе
функціонування живих організмів. Він входить до складу нуклеїнових кислот
(ДНК і РНК), аденозинтрифосфату (АТФ) – універсального акумулятора і
переносника енергії в клітині, а також фосфоліпідів клітинних мембран.
Незважаючи на свою біологічну незамінність, саме ця властивість перетворює
фосфор на небезпечний забруднювач водних екосистем у разі його надходження у
підвищених концентраціях [1, 2].
Фосфор є критично важливим біогенним елементом, чий природний колообіг
має осадовий характер і практично позбавлений газової фази, через що він легко
накопичується в літосфері та гідросфері. Антропогенне навантаження руйнує
замкнений цикл колобігу, провокуючи масштабну евтрофікацію водойм і
деградацію водних екосистем.
У природних і стічних водах фосфор трапляється у трьох основних формах:
розчинені ортофосфати (PO 3-
4 , HPO 2-
4 , H PO -
2 4 ), конденсовані (полі-, мета- та
пірофосфати) і органічно зв'язаний фосфор (таблиця 2.1). Переважаюча форма
визначається значенням pH середовища: при pH < 6 домінує H -
2PO4 , при pH 6-9 –
HPO 2-
4 , при pH > 10 – PO 3-
4 . Лише ортофосфати здатні безпосередньо засвоюватись
рослинами та мікроорганізмами; інші форми у процесі хімічного і біологічного
перетворення врешті-решт переходять у ортофосфат [19, 23]. Фосфор є лімітуючим
елементом первинної продукції у більшості прісноводних екосистем, тому навіть
незначне підвищення його концентрації здатне ініціювати евтрофікацію [3, 7].

22
Таблиця 2.1 – Фосфатовмісні компоненти стічних вод
Сполука Формула Джерело Розчинність Нормативний
надходження у воді вміст
1 2 3 4 5
Ортофосфат- PO₄³⁻ Метаболізм Необмежена ГДК 3,5 мг/л
іон живих (у вигляді (для водойм
організмів, солей) рибгосп.)
гідроліз
поліфосфатів
Гідрофосфат- HPO₄²⁻ Дисоціація Висока Враховується
іон H₃PO₄ при pH у складі
6–10 загального
фосфору
Дигідрофосфат- H₂PO₄⁻ Дисоціація Висока Враховується
іон H₃PO₄ при pH у складі
< 6 загального
фосфору
Триполіфосфат Na₅P₃O₁₀ Синтетичні 145 г/л До 30–50%
натрію мийні засоби, (25°C) загального P
побутові стоки у
комунальних
стоках
Пірофосфат Na₄P₂O₇ Харчова ~6 г/л (25°C) Нормується
натрію промисловість, як загальний
мийні засоби P
Монокальцій Ca(H₂PO₄)₂ Добрива 18 г/л (25°C) Нормується
фосфат (суперфосфат), як загальний
с/г стік P

23
Продовження таблиці 2.1
1 2 3 4 5
Амонію NH₄H₂PO₄ Добрива ~400 г/л Нормується
дигідрофосфат (амофос), с/г (20°C) як загальний
стік P
Фосфорна H₃PO₄ Хімічна, Необмежена Нормується
кислота металургійна як загальний
промисловість P
Органічний R–O–PO₃²⁻ Нуклеїнові Залежить Враховується
фосфор кислоти, АТФ, від сполуки у загальному
фосфоліпіди, фосфорі
залишки
пестицидів

Нормативні вимоги до вмісту фосфору у водних об'єктах є достатньо
жорсткими. Гранично допустима концентрація загального фосфору у водах
рибогосподарського призначення складає 0,2 мг/л, а скиди очищених комунальних
стічних вод нормуються на рівні 1-2 мг/л залежно від категорії водойми-приймача
[44]. Перевищення цих значень навіть у 2-3 рази вже здатне спричинити масовий
розвиток водоростей і тим самим порушити екологічну рівновагу водного об'єкта.

2.2 Метод визначення PO 3-
4 у воді

У даному дослідженні була надана перевага фотометричному методу
визначення PO 3-
4 йонів.
Коли ортофосфати взаємодіють з молібдатом амонію за кислотності
середовища pH 0,8-0,95, відбувається утворення фосфорномолібденової
гетерополікислоти H3[P(Mo3O10)4], що має характерне жовте забарвлення. У ході
24
реакції чотири атоми кисню ортофосфату заміщуються молібдатними групами
Mo3O10 згідно з рівнянням:
H3PO4 + 12(NH4)2MoO4 + 24HNO3 = H3[P(Mo3O10)4] + 24NH4NO3 + 12H2O
Якщо до утвореної гетерополікислоти додати відновник, наприклад сульфіт,
молібден зі ступеня окиснення +6 відновлюється до середнього значення +5,5, що
відповідає рівноважній суміші Mo(VI) і Mo(V). Продуктом цього процесу є
характерна синьозабарвлена сполука, відома як «молібденова синь». Оскільки
інтенсивність синього кольору розчину прямо пропорційна кількості фосфору у
пробі, його концентрацію встановлюють за попередньо побудованим
градуювальним графіком на основі стандартного фосфатного розчину.
Ця ж реакція придатна для визначення неорганічного фосфору загалом
сукупності ортофосфатів та поліфосфатів, які попередньо гідролізують у кислому
середовищі. Вміст поліфосфатів окремо розраховують як різницю між загальним
неорганічним фосфором і вмістом ортофосфатів. Нижня межа виявлення методу
становить 0,02 мг PO 3-
4 /л.
Фотометричне визначення ортофосфатів у присутності стибію (III)
До відміряних 50 мл профільтрованої проби води вносять 2 мл розчину
молібденової суміші, а після кількахвилинної витримки додають 0,5 мл 10%-го
розчину аскорбінової кислоти та ретельно перемішують. Паралельно готують
холостий дослід з 50 мл дистильованої води. Через 15 хвилин вимірюють оптичну
густину розчину при довжині хвилі 670–690 нм.
Для побудови градуювального графіка у мірні колби об'ємом 50 мл
послідовно відмірюють 0; 1,0; 2,5; 5,0; 10,0 і 25,0 мл стандартного розчину з
концентрацією 0,01 мг PO 3-
4 /мл, доводять об'єм дистильованою водою до позначки
і далі обробляють аналогічно пробам. Отримані концентрації фосфатів у
перерахунку на досліджувану воду становлять: 0; 0,2; 0,5; 1,0; 2,0 та 5,0 мг PO₄³⁻/л.

25
Масову концентрацію ортофосфатів PO 3-
4 (Сх, мг/л) розраховують за
формулою:

�� ∙��
���� = 1 (2.1)
��

де С – концентрація фосфат-іонів, знайдена за градуювальним графіком,
мг/л; V₁ – об'єм проби води, відібраної для аналізу, мл; V₂ – об'єм, до якого при
необхідності було розбавлено відібрану пробу, мл.

2.3 Визначення ефективності обраних сорбентів щодо фосфат-йонів

Для проведення дослідження щодо вилучення фосфат-іонів із стічних вод
методом сорбції було сформовано набір із семи матеріалів різного походження –
синтетичного та природного. Вибір здійснювався з урахуванням кількох ключових
критеріїв: доступність і поширеність у природних умовах або промисловості,
прийнятна вартість, потенційна адсорбційна активність щодо аніонних форм
фосфору, та можливість застосування в екологічно безпечних технологіях
очищення води.
Перевагою адсорбційного методу, яка й зумовила його вибір для
дослідження, є відповідність концепції безвідходного та енергоощадного
виробництва: при підборі відповідного природного сорбенту процес очищення
може бути практично позбавлений вторинних відходів і не вимагатиме значних
витрат реагентів. Перелік сорбентів обраних для дослідження представлений у
таблиці 2.2.

26

Таблиця 2.2 Характеристика сорбентів як об’єктів дослідження
№ Вигляд Назва Властивості
1 2 3 4
висушений гель кремнієвої
кислоти пористої будови із
1 Силікагель сильно розвиненою
внутрішньою поверхнею.

Формула – SiO2
пориста вуглецева речовина
Активоване
з високими адсорбційними
2 вугілля
властивостями та

гідрофобністю. Формула – C
глини, до складу яких
входять головним
Бентонітова глина
3 монтморилоніт та

палигорськіт. Формула -
Si8Al4O20(ОН)4 ∙ nH2O.
велика група мінералів,
водні алюмосилікати
Цеоліти
4 кальцію і натрію, які

заміщуються іноді K, Ba, Sr
та іншими.
генетичний тип торфу, в
Глибинний торф ботанічному складі якого
5
міститься не менше 95 %
залишків евтрофних рослин

27
Продовження таблиці 2.2
1 2 3 4
генетичний тип торфу, в
Поверхневий торф ботанічному складі якого
6
менше 95 % залишків
оліготрофних рослин.
тверда горюча корисна
копалина, вуглефікаційного
Буре вугілля ряду вугілля викопного,
7
гіпотетично – перехідна
форма від торфу до вугілля
кам’яного.

Включення паливних органічних матеріалів – торфу і бурого вугілля до
програми дослідження обґрунтовано значними геологічними запасами цих
ресурсів на території України та їх відносно низькою вартістю. Обидва матеріали
мають розвинену питому поверхню та містять функціональні групи, здатні до
взаємодії з різними класами забруднювачів. Цеоліт обраний як природний
алюмосилікат з документально підтвердженою здатністю до іонного обміну та
відомою ефективністю у водоочищенні. Силікагель і активоване вугілля включені
для порівняльної оцінки як представники синтетичних сорбентів, що слугують
базою відліку для встановлення конкурентоспроможності природних аналогів.

2.3.1 Ефективність сорбентів природного і синтетичного походження для
вилучення PO 3-
4

Для кількісного визначення фосфат-іонів у досліджуваних пробах
застосовувався фотометричний метод із молібдатом амонію ((NH4)2MoO4).
28
Принцип методу ґрунтується на взаємодії ортофосфатів із молібдатом амонію в
кислому середовищі (pH 0,8-0,95) у присутності аскорбінової кислоти з утворенням
інтенсивно забарвленого у синій колір комплексу – «молібденової сині». Оптична
густина розчинів вимірювалася при довжині хвилі 670-690 нм. Чутливість методу
становить 0,02 мг PO 3-
4 /л, що забезпечує надійне визначення залишкових
концентрацій після сорбційної обробки навіть при досягненні глибокого ступеня
очищення.
Наважка кожного сорбенту для всіх проб становила 10 г (рис. 2.1, а).
Дослідження проводилося у двох режимах: динамічному – безперервне
перемішування протягом 15 хвилин, та статичному – витримка без перемішування
протягом 2 годин (рис 2.1, б). Після завершення контакту із сорбентом проби
фільтрували (рис. 2.1, в), а у фільтраті визначали залишковий вміст PO 3-
4
фотометричним методом (рис. 2.1, г). Вихідна концентрація фосфат-іонів у
модельному розчині для основної серії дослідів становила 69,436 мг/л. Отримані
залишкові концентрації наведено у таблиці 2.3

а)
29
б)
в)
г)
Рисунок 2.1 – Підготовка проб сорбентів, утворення сорбату, та приготування
розчинів для побудови градуювального графіку

30
Таблиця 2.3 – Початкові та залишкові концентрації PO 3-
4 після сорбційної
обробки
Сорбенти Початкова Залишкова концентрація, мг/л
концентрація, Динамічні умови Статичні умови
мг/л
Силікагель 66,064 65,509
Активоване
78,203* 80,014*
вугілля*
Цеоліт 28,29 36,804
Бентонітова
69,436 62,228 59,684
глина
Глибинний торф 68,727 68,021
Поверхневий
66,62 62,498
торф
Буре вугілля 62,905 65,095

При сорбції активованим вугіллям спостерігається не зниження, а навпаки
підвищення значень концентрації фосфат йонів. Активоване вугілля є
високодисперсним, і при фільтруванні потрапляв у фільтрат збільшуючи
каламутність розчину і унеможливлюючи дослідження фотоколориметром.
Ступінь очищення води від фосфат-іонів розраховувався за формулою 2.2.

∁
�� = поч ∙ 100% , (2.2)
∁зал

де Споч – початкова концентрація фосфат-іонів, мг/л; Сзал – залишкова
концентрація фосфат-іонів після сорбції, мг/л; α – ступінь очищення, %. Результати
розрахунку наведено у таблиці 2.4.

31
Таблиця 2.4 – Ступінь очищення води від PO₄³⁻ при застосуванні різних
сорбентів
Ступінь очищення, %
Сорбент
Динамічні умови Статичні умови
Силікагель 4,85 5,65
Активоване вугілля –12,62* –15,23*
Цеоліт 59,25 46,99
Бентонітова глина 10,38 14,04
Глибинний торф 1,02 2,03
Поверхневий торф 4,05 9,99
Буре вугілля 9,40 6,25
*- від’ємні значення отримані за рахунок високої дисперсності активованого
вугілля та надходження його у фільтрат

Аналіз отриманих даних засвідчує суттєву диференціацію між
досліджуваними матеріалами за здатністю вилучати фосфат-іони. Безумовним
лідером виявився цеоліт: у динамічних умовах значення α становило 59,25%, у
статичних – 46,99%. Таку результативність зумовлює особлива будова цеоліту –
розгалужена система каналів і порожнин, рівномірно розміщених у кристалічній
решітці, забезпечує доступ до численних активних центрів. Перевага динамічного
режиму над статичним для цеоліту пояснюється тим, що перемішування постійно
оновлює контакт між свіжими порціями розчину та поверхнею сорбенту,
зменшуючи дифузійний опір у пограничному шарі.
Бентонітова глина зайняла друге місце за ефективністю очищення: 10,38% у
динамічному і 14,04% у статичному режимі. Вища результативність у статичних
умовах пояснюється тривалішим набуханням глинистих частинок і розкриттям
міжшарового простору монтморилоніту, де розміщені обмінні катіони (Ca²⁺, Mg²⁺,
32
Na⁺), що беруть участь у зв'язуванні фосфатних аніонів. Буре вугілля показало
9,40% у динамічних та 6,25% у статичних умовах, поверхневий торф – 4,05% і
9,99%, силікагель – 4,85% і 5,65%, глибинний торф – лише 1,02% і 2,03%. Нижча
активність глибинного торфу порівняно з поверхневим пояснюється меншим
вмістом гумінових і фульвокислот, функціональні групи яких (-COOH, -OH)
відіграють ключову роль у зв'язуванні фосфатних аніонів.
Аномальна поведінка активованого вугілля – уявне підвищення концентрації
PO₄³⁻ після обробки зумовлена не десорбцією фосфатів, а технічною проблемою
фільтрування. Ультрадрібнодисперсні частинки активованого вугілля проходили
крізь фільтрувальний папір і потрапляли у фільтрат, утворюючи каламутний
розчин, що унеможливлювало коректне фотоколориметричне вимірювання
внаслідок розсіювання світла. З огляду на це, активоване вугілля виключено з
подальшого дослідження.
Адсорбційна ємність сорбентів – кількість фосфату, поглиненого одиницею
маси матеріалу, розраховувалась за формулою 2.2

��
Α = (∁поч − ∁зал) ∙ (2.2)
��

де V – об'єм розчину, взятого для дослідження, л; n – наважка сорбенту, г; A
– адсорбційна ємність, мг PO 3-
4 /г сорбенту. Результати розрахунків представлені у
таблиці 2.5.
За показником адсорбційної ємності цеоліт значно перевершив решту
матеріалів: 411,46 мг PO 3-
4 /г у динамічному і 326,32 мг/г у статичному режимі. Ці
значення вказують на те, що цеоліт здатен поглинати надзвичайно велику кількість
фосфатів відносно своєї маси, що є надзвичайно важливим техніко-економічним
показником при проектуванні установок водоочищення. Вища ємність у
динамічних умовах підтверджує, що механічне перемішування прискорює процес
сорбції і дозволяє задіяти внутрішню поверхню пор більш ефективно.

33
Таблиця 2.5 Адсорбційна ємність досліджуваних сорбентів
мг РО 3-
4 / г сорбенту
Сорбент
Динамічні умови Статичні умови
1 2 3
Силікагель 33,72 39,27
Цеоліт 411,46 326,32
Бентонітова глина 72,08 97,52
Глибинний торф 7,09 14,15
Поверхневий торф 26,16 69,38
Буре вугілля 65,31 43,41

Бентонітова глина показала адсорбційну ємність 72,08 мг/г (динаміка) та
97,52 мг/г (статика). Буре вугілля – 65,31 та 43,41 мг/г відповідно. Поверхневий
торф – 26,16 і 69,38 мг/г, причому помітне зростання ємності у статичному режимі
свідчить: для цього матеріалу тривалий контакт є принципово важливим через
повільний масоперенос між поровою рідиною торфу і зовнішнім розчином.
Силікагель, попри синтетичну природу і розвинену питому поверхню, виявив
відносно скромні показники 33,72 і 39,27 мг/г. Це пояснюється від'ємним зарядом
силанольної поверхні при нейтральному pH, що спричиняє електростатичне
відштовхування фосфатних аніонів. Глибинний торф виявився найменш
ефективним: лише 7,09 та 14,15 мг/г, що підтверджує висновок про недостатню
кількість активних центрів при низькому ступені гуміфікації.
Узагальнюючи результати першої серії дослідів, можна стверджувати, що
цеоліт є абсолютним лідером за ступенем очищення і за питомою адсорбційною
ємністю. Природні органічні матеріали: буре вугілля, поверхневий торф та
бентонітова глина продемонстрували реальну, хоча й помірнішу здатність до
вилучення фосфат-іонів, що підтверджує доцільність їх подальшого застосування.
34
Прогнозується, що зі збільшенням часу контакту та при модифікуванні поверхні
природних сорбентів їхня ефективність зростатиме.

2.3.2 Використання біотестування для оцінки залишкового вмісту PO 3-
4 у воді

Хімічні методи контролю якості очищеної води, незважаючи на свою
точність та відтворюваність, мають принципове обмеження: вони визначають
концентрацію конкретних сполук, але не дають відповіді на запитання щодо
реального впливу складного хімічного складу очищеного стоку на живі організми.
Саме для подолання цього обмеження у другій частині дослідження застосовано
метод біотестування, що дає змогу отримати інтегральну оцінку токсичності або
стимулюючого впливу досліджуваного середовища.
Біотестування представляє собою методологічний підхід, в основі якого
лежить реєстрація реакції живих організмів (тест-об'єктів) на фізичні, хімічні або
комплексні чинники досліджуваного середовища у стандартних лабораторних
умовах. Головною перевагою цього методу над суто хімічним аналізом є здатність
виявляти акумулятивний ефект від одночасної дії усіх речовин і продуктів їх
метаболізму, що присутні у воді. Це явище, яке неможливо описати шляхом
вимірювання окремих показників. Реалізація методу можлива на різних рівнях
біологічної організації – від молекулярного до популяційно-видового.
Для оцінки залишкового токсичного або стимулюючого впливу
відфільтрованих розчинів після сорбційного очищення фосфатовмісної води як
тест-об'єкт обрано м'яку пшеницю (Triticum aestivum L.) (рис. 2.2). Ця культура є
генетично однорідною, та з добре задокументованими нормами реакцій на
різноманітні чинники середовища; насіння відзначається стабільно високою
схожістю за стандартних умов пророщування; рослина чутливо відповідає на зміну
фізико-хімічних властивостей поливної води, що робить її надійним біологічним
індикатором фітотоксичності. Не менш важливими аргументами використання
35
даного тест-об’єкту у дослідженні є загальна доступність насіннєвого матеріалу і
простота постановки досліду.

Рисунок 2.2 – Пшениця м’яка (Triticum aestivum L.)

Підготовка до біотестування передбачала попередній тест на схожість, після
чого відбирали по 40 насінин рівномірного розміру і форми без видимих
пошкоджень для кожної з шести проб: контрольна (дистильована вода), фонова
(вихідний розчин з найвищим вмістом фосфат-іонів без очищення), та чотири
проби відфільтрованої води після очищення цеолітом, бентонітовою глиною,
поверхневим торфом і бурим вугіллям відповідно. Насіння розміщували у чашки
Петрі на фільтрувальний папір, зволожений відповідним розчином. Дослідження
проводилося в статичних умовах. На четверту добу фіксували частку насіння, що
проросло (%), на п'яту – вимірювали середню довжину паростків і коренів (мм).
При інтерпретації результатів враховувався можливий вплив біотичних
чинників, а також специфічний хімічний склад самих сорбентів і продуктів їх
взаємодії з водою (рисунок 2.3).

36
35 120
30
100
25
80
20
60
15
40
10
20
5
0 0
контроль робочий цеоліт бентонітова торф буре вугілля
розчин глина
паростки, мм корені, мм частка проростання, %

Рисунок 2.3 – Результати біотестування на проростках пшениці (Triticum
aestivum L.)

Контрольний варіант з дистильованою водою забезпечив 100% проростання
насіння – максимально можливий показник в умовах стандартного досліду.
Довжина паростків становила 22,27 мм, коренів – 31,76 мм. Ці параметри слугують
еталоном для порівняння з усіма досліджуваними пробами.
Фоновий розчин із найвищим вмістом фосфат-іонів спричинив лише
незначне зниження частки проростання – до 94%, однак довжина паростків (12,44
мм) і коренів (20,61 мм) виявилася суттєво меншою порівняно з контролем. Це
явище пояснюється подвійною роллю фосфору: у помірних концентраціях він є
необхідним біогенним елементом і не пригнічує сам процес проростання, проте
надлишок фосфатів підвищує осмотичний тиск розчину і може спричиняти стан
стресу, що гальмує процес проростання.
37
Найкращі результати серед природних сорбентів у дослідженні показала
вода, очищена бурим вугіллям: 87,5% проростання, паростки 20,6 мм, корені 28,21
мм. Порівняно з фоновим розчином кореневий розвиток покращився на 37%, що є
виразним свідченням зниження токсичного навантаження. Вода після очищення
цеолітом дала 85% проростання, паростки 20,1 мм і корені 27,71 мм; також суттєво
кращі результати порівняно з фоном. Ці дані узгоджуються з хімічними
вимірюваннями, що засвідчили найвищий ступінь вилучення фосфату цеолітом і
бурим вугіллям.
Особливу увагу привертають результати для поверхневого торфу:
незважаючи на відносно скромний відсоток проростання (80%), рослини, що
проросли у цій пробі, утворили найдовші паростки серед усіх варіантів – 26,5 мм,
що перевищує навіть контрольне значення (22,27 мм). Довжина коренів становила
22,3 мм. Ця закономірність пояснюється виходом гумінових кислот із торфу у
фільтрат під час сорбційного процесу. Гумінові кислоти є природними
біостимуляторами: вони підвищують проникність клітинних мембран, сприяють
поглинанню мінеральних речовин і активують ферментативні реакції у рослинній
клітині. Таким чином, поверхневий торф у даному контексті функціонує одночасно
як сорбент і як постачальник біологічно активних речовин у очищену воду.
Найбільш несприятливу картину виявила проба після очищення
бентонітовою глиною: лише 62,5% насіння проросло, паростки досягли лише 8,5
мм, а корені – 5 мм, що є найнижчими значеннями серед усіх варіантів досліду.
Серед найбільш вірогідних причин такого ефекту – підвищений вміст натрію у
фільтраті при використанні натрієвого бентоніту, що спричиняє іонний дисбаланс
і порушує водний обмін рослини; можливе поглинання бентонітом не лише
фосфатів, але й катіонів Mg²⁺, K⁺, Ca²⁺, необхідних для нормального проростання;
а також зміна pH середовища внаслідок взаємодії глини з водою. Ці результати
суперечать відносно прийнятному ступеню очищення за хімічним показником
(10,38-14,04%) і підкреслюють необхідність комплексної хімічної і біологічної
оцінки якості очищеної води.
38
При аналізі отриманих даних слід врахувати важливу методологічну деталь:
довжина кореня є більш інформативним токсикологічним індикатором порівняно з
довжиною паростка. Корінь безпосередньо поглинає всі розчинені речовини,
реагуючи на їх вплив швидше та чутливіше. Розвиток надземної частини значно
більше залежить від поживних речовин, запасених у насінині, та від інших
біотичних чинників, що знижує діагностичну цінність довжини паростка як
токсикологічного показника.
Загалом, результати біотестування підтвердили й доповнили висновки
хімічного аналізу: буре вугілля і цеоліт забезпечують зниження концентрації
фосфатів і формування фітотоксикологічно безпечного фільтрату. Поверхневий
торф виявляє додатковий позитивний біостимулюючий ефект. Бентонітова глина,
попри задовільні хімічні показники очищення, у біотесті продемонструвала
токсичність, що ставить під сумнів доцільність її самостійного використання без
ретельного контролю складу фільтрату.

2.3.3 Системи утилізації відпрацьованого сорбенту

За результатами проведених досліджень найвищу ефективність вилучення
фосфат-іонів зі стічних вод продемонстрували цеоліт (ступінь очищення 59,25% у
динамічних умовах, адсорбційна ємність 411,46 мг/г) і буре вугілля (ступінь
очищення 9,40%, ємність 65,31 мг/г). Саме щодо цих двох матеріалів далі
розглядаються питання поводження з відпрацьованим сорбентом. Правильно
організована система утилізації є невід'ємною складовою замкнутого
безвідходного технологічного циклу і значною мірою визначає сумарну
економічну та екологічну привабливість технології.
Відпрацьований цеоліт, насичений фосфатами, являє собою матеріал з досить
високим вмістом фосфору – до кількох сотень мг/г сорбенту. Це відкриває
можливість його прямого використання як повільнодіючого фосфорного добрива у
39
рослинництві. Фосфор, міцно зв'язаний у каркасній структурі цеоліту,
вивільняється поступово в міру взаємодії матеріалу з ґрунтовою вологою і
кореневими виділеннями – такий характер вивільнення нагадує дію
контрольованих добрив із пролонгованою дією. Особливо перспективним є
застосування відпрацьованого цеоліту на ґрунтах з дефіцитом фосфору, де він
функціонуватиме як тривале джерело доступного фосфатного живлення. Перед
внесенням доцільно подрібнити матеріал до розміру частинок менше 1 мм для
рівномірного розподілу у ґрунті.
Альтернативним, технічно складнішим, але економічно перспективнішим
підходом є регенерація цеоліту з відновленням сорбційних властивостей.
Десорбцію фосфатів найчастіше здійснюють промиванням концентрованим
розчином NaOH (0,5-1 М), що забезпечує вивільнення до 80-90% поглиненого
фосфору. Отриманий елюат є концентрованим фосфатним розчином, придатним
для синтезу добрив, осадження кальцієвих фосфатів або відновлення у формі
струвіту (MgNH4PO4·6H2O) мінерального повільнодіючого добрива.
Регенерований і промитий цеоліт може бути повторно введений у цикл сорбційного
очищення, що суттєво знижує питомі витрати на матеріал. Реалізація такого
рециклу зменшує кількість відходів та дозволяє повернути вилучений фосфор у
агрохімічний оборот без потрапляння у навколишнє середовище.
Відпрацьоване буре вугілля як органічна копалина з розвиненою пористою
структурою має дещо інший спектр можливостей для повторного використання.
Одним із технологічно доцільних шляхів є термічна обробка: при контрольованому
піролізі в умовах обмеженого доступу кисню відбувається деструкція органічних
речовин, що накопичились на поверхні, а отримана зола збагачена оксидами
кальцію, калію і фосфору. Такий зольний залишок може вноситися у ґрунт як
комплексне мінеральне добриво, що одночасно підлужнює кисле середовище і
поповнює запаси рухомого фосфору та калію.
Перспективним напрямом утилізації відпрацьованого бурого вугілля є його
включення до складу компостних сумішей. У процесі мікробіологічної
40
мінералізації органічна матриця вугілля поступово руйнується, а адсорбовані
фосфати переходять у доступну для рослин мінеральну форму. Отриманий компост
набуває підвищеної поживної цінності за рахунок акумульованого фосфору.
Вуглецева основа матеріалу додатково покращує фізичні характеристики компосту
такі, як пористість, вологоємність і аерацію.
Ще одним варіантом є застосування відпрацьованого бурого вугілля для
рекультивації деградованих земель відвалів гірничодобувних підприємств,
еродованих схилів, техногенно порушених ділянок. Вуглецева матриця покращує
фізичні властивості субстрату і сприяє формуванню мікробного ценозу, тоді як
акумульовані фосфати забезпечують мінеральне живлення піонерної рослинності.
Такий підхід повністю відповідає принципам кругової економіки, оскільки
дозволяє уникнути захоронення відпрацьованого матеріалу на полігонах.
Спільною для обох матеріалів являється можливість замкнути матеріальний
цикл: фосфор, вилучений із стічних вод, не стає відходом, а повертається в
агрохімічний оборот у тій чи іншій формі. Це підтверджує концептуальну перевагу
сорбційних технологій із природними матеріалами перед хімічним осадженням,
при якому утворюються металовмісні осади, що вимагають складних схем
знешкодження. Вибір конкретного шляху утилізації відпрацьованого сорбенту у
кожному конкретному випадку визначається балансом між вартістю регенерації,
логістикою агрохімічного використання, а також вимогами чинного екологічного
законодавства.

2.4 Рекомендації щодо запровадження сорбційної очистки за допомогою
природних сорбентів

Результати проведених досліджень дозволяють сформулювати конкретні
практичні рекомендації щодо впровадження сорбційного методу очищення стічних
вод від фосфат-іонів із використанням природних матеріалів. Ці рекомендації
41
базуються на даних хімічного аналізу (таблиці 2.2-2.4) та результатах
біотестування (таблиця 2.5), а також на узагальненні сучасної наукової літератури
з питань ефективності та умов застосування природних сорбентів.
Вибір сорбенту. За комплексом показників – ступенем очищення, питомою
адсорбційною ємністю та фітотоксикологічною безпечністю фільтрату –
пріоритетним матеріалом для практичного впровадження є цеоліт. Він забезпечив
найвищий ступінь вилучення фосфат-іонів (59,25% у динамічних умовах) та високу
адсорбційну ємність (411,46 мг PO 3-
4 /г), а фільтрат після очищення виявився
безпечним у біотесті на пшениці. Для підвищення ефективності рекомендується
попередня модифікація цеоліту розчином Ca(OH)2, що за даними, взятими з
прикладної літератури, дозволяє збільшити ступінь вилучення фосфору з 1,7% до
97,6% при pH = 7 [25]. Буре вугілля може застосовуватись як самостійний або
допоміжний сорбент, особливо коли важливий мінімальний негативний вплив на
рослинні організми. Бентонітову глину рекомендується використовувати лише у
поєднанні з ретельним контролем складу фільтрату через виявлену фітотоксичність
у біотесті.
Режим проведення процесу. Для систем з обмеженим часом контакту
(технологічні лінії з коротким часом перебування) рекомендується динамічний
(перемішуючий) режим, який для цеоліту забезпечив на 26% вищий ступінь
очищення порівняно зі статичним. Для децентралізованих установок і фільтрів
малої потужності більш практичним є колонний метод з нерухомим шаром
сорбенту, що забезпечує безперервну обробку великих об'ємів стоку.
Рекомендована висота шару сорбенту для пілотних установок 15-30 см, швидкість
потоку 1-3 мл/хв (у перерахунку на лабораторний масштаб [21, 37].
Оптимізація умов процесу. Значення pH стічної води перед подачею на
сорбційний фільтр рекомендується підтримувати в діапазоні 6–8 (нейтральне і
слабко лужне середовище), оскільки за цих умов ефективно функціонують
кальційвмісні і алюмосилікатні сорбенти. Для об'єктів із кислими стічними водами
(pH < 5) може знадобитись попереднє нейтралізування. Присутність у стічній воді
42
конкурентних аніонів (сульфатів, карбонатів, нітратів) знижує ефективність
вилучення фосфатів; при значному вмісті цих іонів необхідно збільшувати дозу
сорбенту або висоту шару фільтруючого матеріалу.
Поводження з відпрацьованим сорбентом. Насичений фосфатами цеоліт
рекомендується регенерувати промиванням розчином NaOH (0,5-1 М), що дозволяє
відновити до 80–90% сорбційної ємності матеріалу і отримати концентрований
фосфатний елюат, придатний для виробництва добрив або відновлення у формі
струвіту [26]. У разі неможливості регенерації відпрацьований цеоліт може
вноситись у ґрунт як повільнодіюче фосфорне добриво. Відпрацьоване буре
вугілля доцільно компостувати або піддавати піролізу з отриманням золи, багатої
на фосфор і калій. Такий підхід забезпечує замикання матеріального циклу
фосфору і відповідає принципам кругової економіки.
Технологічна схема та моніторинг. Сорбційний ступінь рекомендується
розміщувати після первинного і біологічного очищення стічних вод як блок
третинного доочищення. Вхідна концентрація фосфатів для сорбційного фільтра не
повинна перевищувати 20-30 мг/л, що досягається після стандартного
двоступеневого очищення. Для контролю ефективності роботи фільтра достатньо
щоденного фотометричного визначення концентрації PO 3-
4 у фільтраті чутливістю
0,02 мг/л. При наближенні залишкової концентрації до граничної нормативної (1-2
мг/л для скидів у водойми) шар сорбенту підлягає заміні або регенерації.
Додатковий контроль якості очищеного стоку із застосуванням біотестування
дозволить своєчасно виявляти токсичний вплив фільтрату у разі зміни складу
стічних вод або деградації сорбційного матеріалу.
Економічна та екологічна доцільність. Природні сорбенти – цеоліт і буре
вугілля є значно дешевшими за синтетичні матеріали та широко представлені на
ринку України завдяки значним родовищам у Закарпатській та інших областях.
Відсутність необхідності у дорогих реагентах і складному обладнанні робить цю
технологію доступною для малих і середніх об'єктів водоочищення. Замкнутий
цикл використання сорбенту: від очищення стоку до агрохімічного застосування
43
дозволяє уникнути утворення металовмісних осадів, характерних для хімічного
осадження, і значно скоротити екологічне навантаження від процесу очищення в
цілому.
Таким чином, ефективне видалення фосфатів із промислових та комунальних
стічних вод є критично важливим екологічним кроком для запобігання
антропогенній евтрофікації та збереження біологічного різноманіття водних
екосистем. Оскільки фосфор виступає головним лімітуючим фактором росту
мікроводоростей у прісних водоймах, мінімізація його скидів дозволяє заблокувати
процеси "цвітіння" води, дефіциту розчиненого кисню та масового замору
гідробіонтів. Впровадження сучасних технологій дефосфатації є ключовою
умовою для досягнення нормативної якості очищених вод та забезпечення
екологічної безпеки транскордонних водотоків.

44
ВИСНОВКИ

Встановлено, що посилене надходження фосфатів у поверхневі води є
основним чинником евтрофікації присноводних екосистем. Близько 61%
біогенного навантаження на басейн р. Дніпро формується за рахунок дифузних
джерел, переважно сільськогосподарського стоку. Сучасний стан поверхневих вод
України характеризується систематичним перевищенням ГДК фосфатів (3,5 мг/л
для вод рибогосподарського призначення) та дефіцитом потужностей третинного
очищення на малих і середніх очисних спорудах.
Аналіз літературних джерел показав, що серед методів вилучення фосфатів –
хімічного осадження, біологічного видалення (EBPR) та мембранної фільтрації –
сорбційний метод з природними матеріалами вирізняється поєднанням низьких
операційних витрат, простоти апаратурного оформлення та можливості
рекуперації фосфору. Ефективність природних сорбентів суттєво закінчується при
модифікації кальцієвими сполуками: зокрема, обробка кліноптилоліту Ca(OH)₂
збільшує ступінь вилучення фосфатів з 1,7% до 97,6% при pH 7.
За результатами фотометричного визначення концентрації залишків PO 3-
4
(вихідна концентрація 69,436 мг/л, наважка сорбентів по 10 г) встановлено суттєву
диференціацію між досліджуваними матеріалами. Цеоліт є беззаперечним лідером:
ступінь очищення становив 59,25% у динамічних та 46,99% у статичних умовах.
Бентонітова глина посіла інше місце – 10,38% і 14,04% відповідно. Буре вугілля
забезпечило 9,40% (динаміка) та 6,25% (статика), поверхневий торф – 4,05% та
9,99%, силікагель – 4,85% та 5,65%, глибинний торф – 1,02% та 2,03%.
За питомою адсорбційною ємністю цеоліт також значно перевершує решту
матеріалів: 411,46 мг PO₄³⁻/г в динамічних та 326,32 мг/г у статичних умовах.
Бентонітова глина показала 72,08 та 97,52 мг/г, буре вугілля – 65,31 та 43,41 мг/г
відповідно. Низькі показники глибини торфу (7,09–14,15 мг/г) зумовлені меншим
вмістом гумінових і повністю окислені з поверхневим торфом. Активоване вугілля
45
виключено з аналізу через технічну неможливість фотоколориметричного
вимірювання каламутного фільтрату.
Біотестування на проростках пшениці (Triticum aestivum L.) доповнило
результати хімічного аналізу. Фільтрат після бурого вугілля забезпечує 87,5%
проростання насіння, довжину паростків 20,6 мм та коренів 28,21 мм (приріст
коренів досить фонового розчину +37%). Фільтрат після цеоліту – 85%, 20,1 і 27,71
мм відповідно. Поверхневий торф, незважаючи на 80% проростання, стимулював
найдовші паростки – 26,5 мм (вище контрольного значення 22,27 мм) за рахунок
виходу гумінових кислот у фільтрат. Виявлено фітотоксичність бентонітової
глини: лише 62,5% проростання, паростки 8,5 мм, корені 5,0 мм, що обмежує її
самостійне використання.
Відпрацьований цеоліт доцільно регенерувати розчином NaOH (0,5–1 М) з
поверненням 80–90% адсорбційної ємності та отриманням концентрованого
фосфатного елюату для синтезу добрив. Відпрацьоване буре вугілля доцільно
компостувати або піддавати піролізу, отримуючи зольний залишок, збагачений на
фосфор і калій. Обидва підходи відповідають принципам циклічної економіки та
виключають утворення металовмісних осад, характерних для хімічного осадження.
За комплексом показників ступінь очищення, адсорбційної ємності та
фітотоксикологічної безпеки, пріоритетними матеріалами для практичного
впровадження є цеоліт (в тому числі Ca(OH)₂-модифікований) та буре вугілля.
Рекомендовані умови застосування: pH стічної води 6–8, режим безперервного
колонного фільтрування, висота шару сорбенту 15–30 см. Сорбційний рівень слід
розміщувати після первинного та біологічного очищення як блок третинного
доочищення з вхідною концентрацією фосфатів не більше 20–30 мг/л.

46
ПЕРЕЛІК ПОСИЛАНЬ

1. Забруднення вод. Вікіпедія: веб-сайт. URL:
https://uk.wikipedia.org/wiki/Забруднення_вод (дата звернення: 14.04.2026).
2. Василенко Л. О., Березницька Ю. О., Кравченко М. В., Шевченко О. С.,
Цьома Т. О. Забруднення поверхневих вод фосфатами та важкими металами.
Проблеми водопостачання, водовідведення та гідравліки. 2020. URL:
https://repositary.knuba.edu.ua/items/2aec46b2-6c1b-45cd-b6a6-394719d5846f (дата
звернення: 17.04.2026).
3. Chen M., Xu P., Zeng G. et al. Mechanisms and assessment of water
eutrophication. Journal of Zhejiang University Science B. 2008. Vol. 9, No. 3. P. 197–
209. DOI: 10.1631/jzus.B0710626.
4. Забруднення вод поживними речовинами. Вікіпедія : веб-сайт. URL:
https://uk.wikipedia.org/wiki/Забруднення_поживними_речовинами (дата
звернення: 02.04.2026).
5. Проблеми водопостачання. Офіційний сайт UGS. URL:
http://ugs.ua/news/problemi-vodopostachannya (дата звернення: 28.03.2026).
6. Smith V. H., Schindler D. W. Eutrophication science: where do we go from
here? Trends in Ecology and Evolution. 2009. Vol. 24, No. 4. P. 201–207. DOI:
10.1016/j.tree.2008.11.009.
7. Строкаль В. П., Ковпак А. В. Причинно-наслідкові зв’язки забруднення
біогенними речовинами басейну р. Дніпро. Екологічний журнал. 2021. № 2. URL:
http://ecoj.dea.kiev.ua/archives/2021/2/8.pdf (дата звернення: 05.04.2026).
8. Вода в промисловості: до яких наслідків призведе надмірне
забруднення стічних вод? ECOBUSINESS: веб-сайт. URL: https://ecolog-
ua.com/news/voda-v-promyslovosti (дата звернення: 09.04.2026).
9. Phosphorus and eutrophication. Encyclopedia of the Environment: website.
URL:https://www.encyclopedie-environnement.org/en/water/phosphorus-and-
eutrophication-2/ (дата звернення: 21.04.2026).
47
10. Carpenter S. R., Caraco N. F., Correll D. L., Howarth R. W., Sharpley A. N.,
Smith V. H. Nonpoint Pollution of Surface Waters with Phosphorus and Nitrogen.
Ecological Applications. 1998. Vol. 8, No. 3. P. 559–568. DOI: 10.1890/1051-
0761(1998)008[0559:NPOSWW]2.0.CO;2.
11. Usman M. O., Aturagaba G., Ntale M., Nyakairu G. W. A review of
adsorption techniques for removal of phosphates from wastewater. Water Science and
Technology. 2022. Vol. 86, No. 12. P. 3113–3132. DOI: 10.2166/wst.2022.382.
12. Phosphorus Treatment and Removal Technologies. Minnesota Pollution
Control Agency: website. URL: https://www.pca.state.mn.us/sites/default/files/wq-
wwtp9-02.pdf (дата звернення: 25.03.2026).
13. SSI Aeration. What is Phosphorus Removal in Wastewater. URL:
https://www.ssiaeration.com/en/news/how-to-remove-phosphorus-from-wastewater/
(дата звернення: 30.03.2026).
14. Mielcarek A. et al. The Impact of Microbial Ecology on the Enhanced
Biological Phosphorus Removal (EBPR) Process. PLoS ONE. 2014. Vol. 9, No. 4.
e94760. DOI: 10.1371/journal.pone.0094760.
15. Barnard J. L. Biological Nutrient Removal: Where We Have Been, Where
We Are Going? Proceedings of WEFTEC. 2006.
16. Mushtaq N. et al. Recent Advances in Technologies for Phosphate Removal
and Recovery: A Review. ACS Environmental Au. 2024. Vol. 4, No. 1. P. 7–34. DOI:
10.1021/acsenvironau.3c00069.
17. Desmidt E. et al. Phosphorus recovery from wastewater and bio-based waste:
an overview. PMC. 2022. URL: https://pmc.ncbi.nlm.nih.gov/articles/PMC9275867/
(дата звернення: 07.04.2026).
18. Wu B. et al. Selective Phosphate Removal from Water and Wastewater using
Sorption: Process Fundamentals and Removal Mechanisms. Environmental Science and
Technology. 2020. Vol. 54, No. 1. P. 50–66. DOI: 10.1021/acs.est.9b05569.
48
19. Kuwahara Y., Yamashita H. Recent advances in phosphate removal from
wastewater via layered double hydroxides and calcium silicate hydrate. Applied Water
Science. 2021. DOI: 10.1007/s13201-025-02523-0.
20. Jurado-Davila V. et al. Fixed-bed column for phosphate adsorption
combining experimental observation, mathematical simulation, and statistics. Separation
and Purification Technology. 2023. DOI: 10.1016/j.seppur.2023.123706.
21. Zhang H. et al. Comprehensive review of modified clay minerals for
phosphate management and future prospects. Journal of Cleaner Production. 2024. DOI:
10.1016/j.jclepro.2024.008734.
22. Rout P. R. et al. A comprehensive review on nitrate and phosphate removal
and recovery from aqueous solutions by adsorption. AQUA – Water Infrastructure,
Ecosystems and Society. 2021. Vol. 70, No. 7. P. 921–946. DOI: 10.2166/aqua.2021.044.
23. Sabadash V. et al. Adsorption Properties of Natural and Synthetic Zeolites
for Ammonium and Phosphate Removal from Wastewater. Advanced Science and
Technology. 2025. Vol. 162. P. 21–32. DOI: 10.4028/p-XAZPwM.
24. Mitrogiannis D. et al. Efficient phosphate removal using calcium hydroxide-
modified natural zeolite. Chemical Engineering Journal. 2017. Vol. 320. P. 510–522.
DOI: 10.1016/j.cej.2017.03.063.
25. Rozic L. et al. Natural and Modified Zeolites as Adsorbents for Nitrogen and
Phosphorus Control in Eutrophic Freshwater Bodies: A Comprehensive Review. PMC.
2025. URL: https://pmc.ncbi.nlm.nih.gov/articles/PMC12608411/ (дата звернення:
12.04.2026).
26. Tomczyk A. et al. Adsorption and desorption of phosphate on biochars.
Journal of Environmental Chemical Engineering. 2020. DOI:
10.1016/j.jece.2020.103815.
27. Liu X. et al. Adsorption of phosphates on a novel eggshell Ca-modified
anaerobic sludge-based biochar. PMC. 2025. DOI: 10.1021/pmc2025.
49
28. Jiang Z. et al. Cost-effective and eco-friendly superadsorbent derived from
natural calcium-rich clay for ultra-efficient phosphate removal. Separation and
Purification Technology. 2022. DOI: 10.1016/j.seppur.2022.121089.
29. Guo Z., Li K. et al. Removal mechanisms of phosphate from water by
calcium silicate hydrate supported on hydrochar. Environmental Research. 2022. DOI:
10.1016/j.envres.2022.113890.
30. Khorsandi H. et al. Effective phosphorus removal using transformed water
hyacinth: Performance evaluation in fixed-bed columns. PMC. 2024. URL:
https://pmc.ncbi.nlm.nih.gov/articles/PMC11581350/ (дата звернення: 19.04.2026).
31. Wang Z. et al. The Study of Optimal Adsorption Conditions of Phosphate on
Fe-Modified Biochar by Response Surface Methodology. PMC. 2023. URL:
https://pmc.ncbi.nlm.nih.gov/articles/PMC10005502/ (дата звернення: 23.04.2026).
32. Adhikari K. et al. Kinetics, Isotherms and Adsorption-Desorption Behavior
of Phosphorus by Zirconium-Iron and Iron Modified Biosolid Biochars. Water. 2021.
Vol. 13, No. 23. P. 3320. DOI: 10.3390/w13233320.
33. Wang H. et al. Adsorption of phosphate by Mg/Fe-doped wheat straw
biochar. Environmental Engineering Research. 2023. DOI: 10.4491/eer.2021.602.
34. Zhao J. et al. Quantitative evaluation on phosphate adsorption by modified
biochar: A meta-analysis. Chemical Engineering Journal. 2023. DOI:
10.1016/j.cej.2023.143218.
35. Chen R. et al. Recent Advances in Technologies for Phosphate Removal:
Adsorption, Selectivity, and Coexisting Ions. ACS Environmental Au. 2024. DOI:
10.1021/acsenvironau.3c00069.
36. Mekonnen A. et al. Fixed-Bed Column Technique for the Removal of
Phosphate from Water Using Leftover Coal. PMC. 2021. URL:
https://pmc.ncbi.nlm.nih.gov/articles/PMC8509130/ (дата звернення: 01.05.2026).
37. Raut P. et al. Nano-Bioremediation via Biochar, Zeolite Nanocomposites for
Water Quality Enhancement: A Review. Water Environment Research. 2025. DOI:
10.1002/wer.70151.
50
38. Kronvang B. et al. The EU Nitrates Directive: A European Approach to
Combat Water Pollution from Agriculture. PMC. 2008. URL:
https://pmc.ncbi.nlm.nih.gov/articles/PMC6084027 (дата звернення: 04.05.2026).
39. Balderacchi M. et al. Protection of Water Resources from Agriculture
Pollution: An Integrated Methodological Approach for the Nitrates Directive. PMC.
2021. URL: https://pmc.ncbi.nlm.nih.gov/articles/PMC8704299/ (дата звернення:
08.05.2026).
40. Ackerman J. T. et al. Effectiveness of Best Management Practices to Reduce
Phosphorus Loading to a Highly Eutrophic Lake. PMC. 2018. URL:
https://pmc.ncbi.nlm.nih.gov/articles/PMC6210285/ (дата звернення: 11.05.2026).
41. ДСанПіН 2.2.4-171-10. Гігієнічні вимоги до води питної, призначеної
для споживання людиною : затв. наказом МОЗ України від 12 трав. 2010 р. № 452.
Київ : МОЗ України, 2010. 38 с.
42. Carpenter S. R., Caraco N. F., Correll D. L., Howarth R. W., Sharpley A. N.,
Smith V. H. Nonpoint Pollution of Surface Waters with Phosphorus and Nitrogen.
Ecological Applications. 1998. Vol. 8, No. 3. P. 559–568. DOI: 10.1890/1051-
0761(1998)008[0559:NPOSWW]2.0.CO;2.
43. Chorus I., Bartram J. (eds.). Toxic Cyanobacteria in Water: A Guide to Their
Public Health Consequences, Monitoring and Management. London : WHO / E&FN
Spon, 1999. 416 p. URL: https://www.who.int/docs/default-source/wash-
documents/wash-chemicals/toxic-cyanobacteria.pdf (дата звернення: 26.03.2026).
44. Хацевич О. М. Методичні вказівки та інструкція до виконання
лабораторної роботи з курсу «Аналіз ґрунту і води». Івано-Франківськ, 2020. 4 с.

51

ДОДАТКИ

52
ДОДАТОК А

Апробація роботи

1. Флоря К.А., Ящук Л.Б. Використання торфу в якості природного сорбенту
компонентів стічних вод. Тези Всеукраїнської наукової конференції здобувачів
вищої освіти та молодих учених «Екологічна безпека та раціональне
природокористування» 16 листопада 2023 року. Житомир: Житомирська
політехніка, 2023. С. 106.
2. Флоря К.А., Ящук Л.Б. Перспектива використання природних паливних ресурсів в
якості сорбентів в очистці стічних вод // Збірник тез доповідей студентської
науково-практичної конференції ЧДТУ: 23-24 квітня 2024 р. [Електронний ресурс]
/ [упоряд. : Єгорова О. В., Захарова О. В., Тичков В. В. та ін.] ; М-во освіти і науки
України, Черкас. держ. технол. ун-т. – Черкаси : ЧДТУ, 2024. – 283 с.
3. Флоря К.А., Ящук Л.Б. Оцінка ефективності природних сорбентів для вилучення
фосфат-йонів з природних вод методом біотестування // Збірник тез доповідей
студентської науково-практичної конференції ЧДТУ: 22–24 квітня 2025 р. м.
Черкаси [Електронний ресурс] / [упоряд. : Єгорова О. В., Захарова О. В., Тичков В.
В. та ін.] ; М-во освіти і науки України, Черкас. держ. технол. ун-т. – Черкаси :
ЧДТУ, 2025. – 279 с.
4. Флоря К.А., Ящук Л.Б. Постер: Перспективи використання природних паливних
ресурсів як сорбентів для вилучення фосфат-іонів з водного середовища та оцінка
їх ефективності методом біотестування // Всеукраїнський конкурс наукових робіт
студентів та молодих вчених «Актуальні проблеми та інноваційні технології у
сфері цивільного захисту та екологічної безпеки для повоєнного відновлення
України».
5. Ящук Л. Флоря К. Перспективи мінімізації антропогенного навантаження на
водойми шляхом сорбційного видалення фосфатів. Матеріали І Міжнародної
науково-практичної конференції «Технології безпеки: сучасні виклики та
перспективи», 12-13 березня 2026 р., м.Черкаси: ЧДТУ (в друці).

Репозиторій ЧДТУ