Wielkość cząstek wodorotlenku żelaza powstającego w procesie koagulacji koagulantami żelazowymi

Celem pracy było wykorzystanie granulometru laserowego do pomiaru wielkości cząstek powstających w procesie koagulacji z zastosowaniem koagulantów żelazowych w wodzie niezawierającej znacznych ilości substancji organicznych. Badania przeprowadzono z wykorzystaniem wody wodociągowej pochodzącej z ujęć podziemnych. Do wody dozowano koagulant żelazowy PIX112 (siarczan żelaza(III) – Fe₂(SO₄)₃) w dawkach o 2,0 do 10 mg Fe/dm³. Już w kilka sekund po dozowaniu koagulantu w wodzie pojawiały się drobne cząstki o wymiarach od 0,03 µm do ok 0,5 µm. Następnie następował stały wzrost wielkości kłaczków, do rozmiarów około 130÷500 µm, przy którym proces osiągał stan ustalony. Prędkość zwiększania się wymiarów kłaczków oraz czas, po którym kłaczki osiągały maksymalne rozmiary, był zależny od dawki siarczanu żelaza. Wraz ze zwiększaniem dawki koagulantu kłaczki szybciej powiększały swoje wymiary i szybciej osiągały maksymalne rozmiary. Pomimo systematycznego wzrostu kłaczków w początkowym okresie, w roztworze nadal utrzymywały się najdrobniejsze cząstki, które stopniowo wbudowywane były w większe aglomeraty. Proces ten trwał od kilku sekund do kilku minut i był zależny od dawki koagulantu. Im mniejsza była dawka, tym dłuższy był czas utrzymywania się najmniejszych cząstek.

1.            Wstęp

Koagulanty są powszechnie stosowane do usuwania z wód, głównie powierzchniowych, substancji koloidalnych (organicznych i nieorganicznych) oraz drobno zdyspergowanych zawiesin powodujących głównie barwę i mętność wody [1, 2]. Koagulanty glinowe oraz żelazowe są stosowane również do usuwania w wody metali ciężkich. Mechanizm procesu koagulacji/współstrącania solami glinu i żelaza polega na adsorbowaniu na powierzchni kłaczków Al(OH)₃ lub Fe(OH)₃ trudno rozpuszczalnych związków metali ciężkich. Przykładem zastosowania koagulantów żelazowych do usuwania metali ciężkich w uzdatnianiu wody do spożycia, zarówno podziemnej jak i powierzchniowej, jest usuwanie arsenu w procesie koagulacji/współstrącania jonami żelaza [3÷9]. W metodzie tej wykorzystywane są najczęściej związki żelaza(III), głównie FeCl₂ oraz Fe₂(SO₄)₃, przy czym często stosowane są koagulanty żelazowe. Metoda polega na dozowaniu do wody związków żelaza, mieszaniu, a następnie filtracji przez tradycyjne filtry z materiałem granulowanym lub przez filtry membranowe. Do najważniejszych czynników mających wpływ na efektywność procesu należą: dawka soli żelaza, pH, forma występowania arsenu oraz czas kontaktu.

Badania przeprowadzone w skali ułamkowo-technicznej z wykorzystaniem naturalnej wody podziemnej wykazały [8, 9], że zastosowanie koagulacji związkami żelaza, pozwalało skutecznie usunąć zawarty w wodzie arsen do poziomu zgodnego z wymaganiami dla wody przeznaczonej do spożycia przez ludzi. Dobre efekty usuwania arsenu i obniżenie jego stężenia z około 36÷40 μg/dm³ w wodzie surowej do poziomu poniżej 10 μg/dm³, uzyskano już przy stosunkowo niewielkich dawkach koagulantu, wynoszących 2,1 mg Fe/dm3. Razem z arsenem usuwane było również żelazo, zarówno to naturalnie występujące w ujmowanej wodzie, jak i dozowane w postaci koagulantu – siarczanu żelaza(III). Ważne jest przy tym, że efekty te uzyskano przy lekko alkalicznym odczynie wody (pH = 7,74) i bez konieczności korekty pH.

Koagulacja zachodzi w dwóch fazach, w pierwszej, występującej bezpośrednio po dodaniu koagulantu, przebiegają reakcje chemiczne i fizyczne prowadzące do destabilizacji cząstek koloidalnych. Podczas drugiej fazy, tzw. flokulacji, w wyniku transportu i zderzeń zdestabilizowanych cząstek powstają kłaczki, które w wyniku łączenia się stopniowo powiększają swoje rozmiary. W przypadku stosowania koagulantów żelazowych do usuwania metali ciężkich i przy braku w wodzie substancji organicznych (jak najczęściej ma to miejsce przy uzdatnianiu wód podziemnych), powstające kłaczki niemal wyłącznie powstają z wytrąconych wodorotlenków żelaza(III). O efektach flokulacji, a przede wszystkim o wielkości i rozmiarach powstających kłaczków decydują takie czynniki, jak: rodzaj i ilość usuwanych zanieczyszczeń, barwa i mętność wody, rodzaj i dawka koagulantu, parametry chemiczne i fizyczne wody, głównie pH, zasadowość, twardość, temperatura. Istotną rolę odgrywają również parametry technologiczne procesu flokulacji, głównie intensywność mieszania oraz czas prowadzenia procesu [14÷19].

W celu usunięcia z wody zawiesiny powstałej w procesie flokulacji, w tradycyjnych układach stosuje się sedymentację i filtrację pospieszną. Obecnie, coraz częściej proponuje się w ciągu technologicznym, po procesie koagulacji, zastąpić konwencjonalne filtry niskociśnieniowymi technikami membranowymi – mikrofiltracją lub ultrafiltracją. W rozwiązaniach tych łączy się tradycyjne metody oczyszczania, takie jak koagulacja, adsorpcja, wymiana jonowa czy chemiczne utlenianie z technikami membranowymi w tzw. układach hybrydowych, bądź zintegrowanych [7, 10, 11, 12, 13].

W przypadku ultrafiltracji i mikrofiltracji dominującym mechanizmem separacji cząstek obecnych w wodzie jest mechanizm sitowy. W takim przypadku separacja substancji polega na fizycznym odsiewaniu, a sprawność procesu zależy od porowatości membrany i wymiaru usuwanych cząstek. Aby osiągnąć satysfakcjonującą skuteczność procesu separacji, konieczne jest spełnienie warunku, aby wymiar cząstek usuwanych z wody był większy od wymiaru porów membrany. Ponadto, obecność w wodzie cząstek o wymiarach porównywalnych z wymiarami porów membrany może prowadzić do nieodwracalnego blokowania membran. Proces ten jest jednym z głównych czynników ograniczających zastosowanie technik membranowych w praktyce. W takim przypadku znajomość wielkości cząstek powstających w procesie koagulacji/flokulacji powinna być jednym z podstawowych kryteriów doboru techniki separacji (np. rodzaj i wielkość porów membrany) oraz czasu flokulacji. O ostatecznym efekcie oczyszczania, w tym o ilości pozostałego koagulantu w wodzie, w dużym stopniu decyduje nie ilość dużych aglomeratów powstałych w procesie flokulacji, ale obecność w wodzie po procesie flokulacji najdrobniejszych cząstek, które nie zostały przyłączone do większych aglomeratów.

Celem pracy było wykorzystanie granulometru laserowego do pomiaru wielkości cząstek powstających w procesie koagulacji z zastosowaniem koagulantów żelazowych w wodzie niezawierającej znacznych ilości substancji organicznych.

2.            Metodyka badań

Badania przeprowadzono z wykorzystaniem wody wodociągowej, pochodzącej z ujęć podziemnych. Woda spełniała wymagania dla wody przeznaczonej do spożycia przez ludzi [20], a w szczególności stężenie żelaza było na poziomie śladowym. Odczyn wody był lekko alkaliczny, pH = 7,66÷7,90, zasadowość wody wynosiła 5,2÷5,7 mval/dm³, kwasowość 0,23÷0,37 mval/dm³, przewodność 586÷597 µS/cm, a twardość 180 mg CaCO₃/dm³. Woda nie była chlorowana. W celu odgazowania i usunięciu pęcherzyków gazu woda po pobraniu była przechowywana przez co najmniej 20 godzin w temperaturze 3÷8°C. Badania wykonywano w temperaturze 8,5÷9,5°C, odzwierciedlającej specyficzne warunki oczyszczania naturalnych wód podziemnych.

W badaniach zastosowano koagulant żelazowy PIX 112 produkowany przez firmę Kemipol z Polic, będący wodnym roztworem siarczanu żelaza(III) Fe₂(SO₄)₃ [21]. W badaniach wykorzystywano koagulant rozcieńczony do stężeń 6,4 oraz 24,0 mg Fe/dm³. Roztwór koagulantu przygotowywany był bezpośrednio przed rozpoczęciem badań. Badania wykonano dla dawek koagulantu: 2,0; 4,0; 7,0 oraz 10,0 mg Fe/dm³.

Proces koagulacji przeprowadzano w naczyniu (reaktorze) o objętości czynnej 6,0 dm³, wyposażonym w mieszadło łopatkowe. Reaktor umieszczony był w łaźni wodnej utrzymującej zadaną temperaturę wody. Mieszanie szybkie, po dozowaniu koagulantu o określonej dawce, trwało 30 s z szybkością 50 rpm. Następnie zmniejszano obroty mieszadła do 17 rpm i prowadzono proces flokulacji przez 40 min. Pomiary wielkości cząstek wykonywano on-line przez pierwsze 5 min co 16 s, następnie co 5 min.

Do pomiaru rozmiarów cząstek powstających w procesie flokulacji wykorzystano laserowy analizator dyfrakcyjny Mastersizer, Hydro 2000MU firmy Malvern Instruments Ltd, o zakresie pomiarowym od 0,02 do 2000 µm. Analizator podaje wyniki w postaci rozkładu uziarnienia cząstek, który obrazuje procentowy udział cząstek (objętościowo) o danej średnicy zastępczej w stosunku do sumarycznej objętości wszystkich cząstek w próbce [22, 23, 24, 25]. Pomiary wykonano dla następujących ustawień:

• Cząstka – domyślna, współczynnik załamania światła 1,520, współczynnik absorpcji 0,1;
• Środek dyspergujący – woda, współczynnik załamania światła 1330;
• Model analizy – ogólny;
• Czułość – normalna.

Czas pomiaru dla każdego światła laserowego wynosił 5 s, a jednorazowy pomiar trwał około 16 s i z taką dokładnością możliwe było określenie czasu, którego dotyczy pomiar. Dla celów graficznego przedstawienia wyników przyjęto, że wynik uzyskano dla czasu 10 s po rozpoczęciu danego pomiaru.

W celu wykonywania pomiarów w czasie powolnego mieszania konieczne było zmodyfikowanie stanowiska badawczego i rezygnacja ze zintegrowanego z analizatorem układu mieszającego, który powodował rozbijanie powstających kłaczków. Do celi pomiarowej granulometru woda zasysana była, przy pomocy pompki perystaltycznej, bezpośrednio z reaktora, w którym prowadzono proces flokulacji (opisanego powyżej). Pompka znajdowała się za celą pomiarową, tak, aby jej działanie nie wpływało na wielkość kłaczków. Wydajność pompki wynosiła 91 cm³/min, a maksymalna prędkość przepływu wody w przewodach doprowadzających próbkę do celi pomiarowej nie przekraczała 0,085 m/s. Po przejściu przez celę pomiarową próbka wody z zawiesiną nie była zawracana do reaktora (za wyjątkiem pierwszych 5 min mieszania). Założono bowiem, że większe kłaczki mogły ulec rozpadowi podczas przejścia przez pompkę perystaltyczną i trafiając z powrotem do reaktora mogłyby zakłócić kolejne pomiary. Całkowita objętość wody pobieranej podczas całego cyklu pomiarów wynosiła ok. 0,5÷0,6 dm3, nie przekraczała zatem 10% całkowitej objętości reaktora.

Wielkość sygnału pochodzącego od cząstek powstających w procesie koagulacji, szczególnie w początkowym okresie flokulacji i przy mniejszych dawkach koagulantu, była niska. Z tego względu, oprócz danych pochodzących od badanych cząstek, w pomiarach często pojawiały się przypadkowe dane pochodzące z tła (surowej wody, do której dozowano koagulant). Dlatego do obróbki danych z analizatora wykorzystywano specjalnie przygotowany arkusz kalkulacyjny. Wstępna analiza danych polegała na ręcznym usunięciu przypadkowych danych pochodzących z tła. Następnie, dla wyczyszczonych danych wykonywano wykresy rozkładu wielkości cząstek. Ponadto wyliczano wielkości charakterystyczne (takie jak d10, d50, d90) oraz najmniejsze i największe obserwowane cząstki.

Każdorazowo, gdy w pracy używany jest termin wielkość, wymiar bądź rozmiar cząstek/kłaczków, oznacza to średnicę zastępczą cząstki, której wartość jest średnią z przedziału pomiarowego o zakresie ok. +/- 7% podanej wartości.

3.            Wyniki badań i dyskusja

Wyniki badań wskazują, że podstawowym czynnikiem decydującym o przebiegu procesu flokulacji oraz o rozmiarach powstających kłaczków była dawka koagulantu, a co za tym idzie stężenie początkowe żelaza(III). Szybkość z jaką kłaczki powiększały swoje rozmiary zwiększała się w miarę zwiększania dawki koagulantu.

Już w pierwszych sekundach od dozowania koagulantu w roztworze pojawiały się najmniejsze cząstki, świadczące o przejściu żelaza w formę nierozpuszczoną. Niezależnie od zastosowanej dawki koagulantu, w zakresie od 4,0 do 10,0 mg Fe/dm³, wymiary tych cząstek były zbliżone i najczęściej kształtowały się w zakresie od 0,1 do około 0,5 µm (od 0,11÷0,13 µm (d10) do 0,33÷0,38 µm (d90)). Dla mniejszych dawek koagulantu (2,0 mg Fe/dm³) kłaczki miały wymiary znacznie mniejsze od 0,1 µm i zaczynające się od 0,02÷0,03 µm.

Już w kolejnych sekundach (17÷33 s od dozowania koagulantu) dla wszystkich zastosowanych dawek koagulantu w wodzie zaczęły formować się kłaczki o wymiarach > 1 µm, przy czym w roztworze nadal pozostawały kłaczki mniejsze, o wymiarach mniejszych od 0,5÷0,6 µm. Następnie (rys. 1, 2) następował stały wzrost wielkości kłaczków do rozmiarów około 250÷260 µm (d50). Proces osiągał wówczas stan ustalony, podczas którego rozpad kłaczków zrównywał się z ich aglomeracją.

Prędkość zwiększania się wymiarów kłaczków oraz czas, po którym kłaczki osiągały maksymalne rozmiary, były zależne od dawki siarczanu żelaza. Wraz ze zwiększaniem dawki koagulantu kłaczki szybciej powiększały swoje wymiary i szybciej osiągały maksymalne rozmiary. Dla dawki 4,0 mg Fe/dm³ czas ten wynosił około 30 min, a dla dawki 10 mg Fe/dm³ – około 15 min. Jedynie dla dawki 2,0 mg Fe/dm³, pomimo ponad 40-minutowego mieszania, kłaczki nie osiągnęły maksymalnych rozmiarów i nadal obserwowano ich wzrost.

Istotną obserwacją w badaniach granulometrycznych było utrzymywanie się, w początkowym okresie flokulacji, podwójnego rozkładu wielkości cząstek (rys. 3).

Oprócz krzywej obrazującej rozkład cząstek o większych rozmiarach, przez pewien czas utrzymywała się oddzielna krzywa obrazująca rozkład cząstek o bardzo małych rozmiarach. Rozmiary te były zbliżone do takich, jakie pojawiały się w pierwszych kilkunastu sekundach po dozowaniu koagulantu. Dane te zweryfikowano filtrując niewielkie objętości roztworu, pobrane po około 20 s i 1,5 min od dozowania koagulantu (dla dawki 2,0 mg Fe/dm³). Filtracja została przeprowadzona przez sączki membranowe o wielkości porów 1,2 µm. Uzyskane proporcje stężenia żelaza w filtracie w stosunku do całkowitego stężenia żelaza w wodzie przed filtracją były zbliżone do procentowego udziału cząstek mniejszych od 1,0 µm, uzyskanego przy wykorzystaniu pomiarów granulometrem.

Na podstawie uzyskanych wyników można wnioskować o przebiegu flokulacji w początkowym etapie procesu. Już w kilka sekund po dozowaniu koagulantu, w wodzie pojawiały się drobne cząstki o wymiarach od 0,1 µm (dla dawki koagulantu 2,0 mg Fe/dm³ od 0,03 µm) do 0,5÷0,6 µm. W kolejnych kilkunastu sekundach większość z nich łączyła się w większe kłaczki o wymiarach dla większości cząstek przekraczających 1,0 µm (od około 0,8 do około 10 µm), które stopniowo, w miarę upływu czasu, zwiększały swoje rozmiary. Pomimo systematycznego wzrostu kłaczków w początkowym okresie, w roztworze nadal utrzymywały się najdrobniejsze cząstki, które stopniowo wbudowywane były w większe aglomeraty. Proces ten trwał od kilku sekund do kilku minut i był zależny od dawki koagulantu. Im mniejsza była dawka, tym dłuższy był czas utrzymywania się najmniejszych cząstek.

Na rys. 4 przedstawiono procentowy udział (wagowo) cząstek o wymiarach mniejszych od 1,0 µm w zależności od czasu od dozowania koagulantu dla różnych dawek koagulantów. Dla wyższych dawek, 7,0 i 10 mg Fe/dm³, cząstki o wymiarach mniejszych od 1,0 µm utrzymywały się nie dłużej niż przez 1 min. Jednak dla mniejszych dawek czas ten się znacznie wydłużał.

Dla 4,0 mg/dm³ wyniósł około 2,5 min. Dla 2,0 mg/dm³ jeszcze po czterech minutach od dozowania koagulantu połowa masy dozowanego żelaza pozostawała w postaci cząstek o wymiarach mniejszych od 1,0 µm (cząstki o wymiarach mniejszych od 1,0 µm stanowiły połowę masy wszystkich cząstek). Całkowicie zanikały dopiero po około 7 min. Należy zaznaczyć, że w tym czasie najmniejsze cząstki mogły mieć rozmiary mniejsze od 0,1 µm.

Pomiary wielości cząstek przeprowadzone z zastosowaniem granulometru laserowego mogą być pomocne dla optymalizacji procesu flokulacji i projektowania komór reakcji/powolnego mieszania. Podczas wykonywania badań ustalono, że im mniejsza jest dawka koagulantu, tym dłuższy powinien by czas zatrzymania w tego typu urządzeniach. Dla najmniejszych dawek, rzędu 2,0 mg Fe/dm³, nawet po 40 minutach powolnego mieszania kłaczki nie osiągnęły maksymalnych rozmiarów (rys. 1).

Jednak dla większych dawek koagulantu korzystne było skrócenie czasu powolnego mieszania. Dla dawek 4,0 i dla 7,0 mg Fe/dm³ czas ten wynosił odpowiednio około 30 i 20 min. Dla wysokich dawek koagulantu (10 mg Fe/dm³) kłaczki osiągały maksymalne rozmiary już po około 15 min powolnego mieszania. W tym przypadku dalsze wydłużanie czasu mieszania nie skutkowało już zwiększeniem wymiarów kłaczków. Należy zauważyć, że po osiągnięciu stanu ustalonego, wydłużanie czasu flokulacji nie powodowało jednak pogorszenia efektów flokulacji i zmniejszania się wymiarów kłaczków.

Z punktu widzenia separacji cząstek w procesach filtracji, zarówno konwencjonalnej jak i membranowej, najistotniejsze są nie tyle duże cząsteczki, co obecność oraz ilość tych najmniejszych. Uzyskane wyniki pokazują, że podczas flokulacji, niezależnie od powstawania większych aglomeratów, w wodzie przez dłuższy czas mogły pozostawać również najdrobniejsze cząstki (rys. 5).

Odpowiadały one wielkością cząstkom powstającym w pierwszych sekundach po dozowaniu koagulantu (o rozmiarach mniejszych od 1,0 µm a nierzadko wynoszących około 0,1 µm i mniej). W przypadku małych dawek koagulantu czas ten mógł wynosić nawet kilka minut (rys. 3). Wprawdzie procentowy udział najdrobniejszych cząstek nie był duży (dla cząstek o wielkościach rzędu 0,1 µm i mniejszych, w zależności od dawek koagulantu i czasu flokulacji, stanowiły one mniej niż 1÷10% masy wszystkich cząstek), jednak obecność tego typu cząstek może prowadzić do nieodwracalnego blokowania się membran, zarówno mikrofiltracyjnych, jak i ultrafiltracyjnych o największych średnicach porów.

Przeprowadzone badania udowadniają (potwierdzają), że zarówno przy stosowaniu mikrofiltracji, jak i ultrafiltracji o większych średnicach porów, czas flokulacji może mieć istotne znaczenie dla uzyskiwanych efektów zatrzymywania cząstek pokoagulacyjnych. Dla dawek koagulantu poniżej 4,0 mg Fe/dm3 czas powolnego mieszania nie powinien być krótszy niż 6÷7 min. W przeciwnym przypadku, w wodzie nadal pozostaną małe cząsteczki, które mogą przechodzić do permeatu (co może powodować niepożądany wzrost stężenia żelaza w permeacie). Może to też intensyfikować niekorzystne zjawisko nieodwracalnego blokowania porów/membran.

4.            Wnioski

Pomiary wielości cząstek przeprowadzone z zastosowaniem granulometru laserowego pozwalają obserwować proces flokulacji. Już w kilka sekund po dozowaniu koagulantu (PIX 112, siarczanu żelaza) w wodzie pojawiały się drobne cząstki o wymiarach od 0,1 µm (dla dawki 2,0 mg Fe/dm³ od 0,03 µm) do około 0,5 µm. Następnie następował stały wzrost wielkości kłaczków, do rozmiarów około 130÷500 µm (d50 = 250÷206 µm), przy którym proces osiągał stan ustalony, podczas którego proces rozpadu kłaczków zrównywał się z procesem aglomeracji. Prędkość zwiększania się wymiarów kłaczków oraz czas, po którym kłaczki osiągały maksymalne rozmiary, były zależne od dawki siarczanu żelaza. Wraz ze zwiększaniem dawki koagulantu kłaczki szybciej powiększały swoje wymiary i szybciej osiągały maksymalne rozmiary. Pomimo systematycznego wzrostu kłaczków w początkowym okresie, w roztworze nadal utrzymywały się najdrobniejsze cząstki, które stopniowo wbudowywane były w większe aglomeraty. Proces ten trwał od kilku sekund do kilku minut i był zależny od dawki koagulantu. Im mniejsza była dawka, tym dłuższy był czas utrzymywania się najmniejszych cząstek.

Zarówno przy stosowaniu mikrofiltracji jak i ultrafiltracji o większych średnicach porów, czas flokulacji może mieć istotne znaczenie dla uzyskiwanych efektów zatrzymywania cząstek pokoagulacyjnych. Dla dawek koagulantu poniżej 4,0 mg Fe/dm³ czas powolnego mieszania nie powinien być krótszy niż 6÷7 min. W przeciwnym przypadku w wodzie nadal pozostaną małe cząsteczki, które mogą przechodzić do permeatu. Może to też intensyfikować niekorzystne zjawisko nieodwracalnego blokowania porów/membran.

Pomiary wielkości cząstek przeprowadzone z zastosowaniem granulometru laserowego mogą być pomocne dla optymalizacji procesu flokulacji i projektowania komór reakcji/powolnego mieszania. Podczas wykonywania badań ustalono, że im większa jest dawka koagulantu, tym krótszy powinien by czas zatrzymania w tego typu urządzeniach.

5.            Literatura

[1] Kowal A.L., Świderska-Bróż M.: Oczyszczanie wody. Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa 2007, ISBN 978-83-01-15179-9.
[2] Nawrocki J.: Uzdatnianie wody. Procesy fizyczne, chemiczne i biologiczne. Wydawnictwo Naukowe UAM, Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa 2010, ISBN978-83-01-164-2.
[3] Komorowska-Kaufman M., Pruss A., Jeż-Walkowiak J., Postawa A., Wątor K.: Usuwanie żelaza, manganu i arsenu z wód podziemnych okolic Lublina, XXII Międzynarodowa Konferencja „Zaopatrzenie w Wodę i Jakość Wód”, Poznań 2012, tom II, ss. 371-382.
[4] Dziubek J.: Badania technologiczne nad usuwaniem związków arsenu ze ścieków przemysłowych, Ochrona Środowiska 2006, vol. 28, nr 4, ss. 41-44.
[5] Bray R. T.: Zastosowanie koagulantów żelazowych do usuwania arsenu z wód podziemnych w procesie koagulacji powierzchniowej, Technologia Wody 5/2013, ss. 26-29.
[6] Sobesto J., Stoever T.: Usuwanie arsenu z wody pitnej na drodze koagulacji powierzchniowej, Materiały Konferencji Naukowo-Technicznej „Zaopatrzenie w wodę miast i wsi”, Poznań 1998, Tom 3, ss. 195-198.
[7] Bodzek M., Konieczny K.: Usuwanie zanieczyszczeń nieorganicznych ze środowiska wodnego metodami membranowymi, Wydawnictwo Seidel-Przywecki 2011, ISBN 978-83-60956-18-2.
[8] Bray R. T.: Usuwanie arsenu z wody podziemnej w zintegrowanym procesie koagulacja/mikrofiltracja, Ochrona Środowiska 2013, vol. 35, nr 4, ss. 33-37.
[9] Bray R., Fitobór K.: Application of ferric chloride for arsenic removal in the integrated process: coagulation/microfiltration, Membranes and Membrane Processes in Environmental Protection, ed. Michał Bodzek, Jacek Pelczar Warsaw, Gliwice: Environmental Engineering Committee Polish Academy of Sciences, 2014, pp.131-141.
[10] Bodzek M., Konieczny K.: Wykorzystanie technik membranowych w uzdatnianiu wody do picia. Część I. Usuwanie związków nieorganicznych, Technologia Wody 1/2010, (03), ss. 9-21.
[11] Bodzek M., Konieczny K.: Technologie membranowe w uzdatnianiu wody do picia, Międzynarodowa Konferencja „Zaopatrzenie w wodę, jakość i ochrona wód’’, Poznań 2010, ss. 315-338.
[12] Rajca M., Bodzek M., Konieczny K.: Modelowanie wydajności ultrafiltracji i mikrofiltracji w oczyszczaniu wód naturalnych w układzie hybrydowym z koagulacją, Ochrona Środowiska 2008, vol. 30, nr 1, ss. 13-20.
[13] Rajca M.: Usuwanie zanieczyszczeń z wody w procesie MIEX®DOC połączonym z ultrafiltracją w reaktorze membranowym z zanurzonym modułem kapilarnym, Ochrona Środowiska 2013, vol. 35, nr 4, ss. 39-42.
[14] Jefferson B. Jarvis P., Parsons S. A.: The effect of coagulant type on natural organic matter floc structure and strength, Chemical Water and Wastewater Treatment, IWA Publishing, London 2004, ss. 151-159.
[15] Lerсh A., Panglisch S., Nahrstedt A., Gimbel R.: The influence of temperature on size and structure of flocs in the hybrid process coagulation/ultrafiltration, Chemical Water and Wastewater Treatment, IWA Publishing, London 2004, ss. 265-273.
[16] J. Gumińska, M. Kłos: Analiza konsekwencji przedawkowania koagulantu wstępnie zhydrolizowanego. Ochrona Środowiska 2011, nr 3, vol. 33, ss. 15-18.
[17] Zhang P., Hahn H. H., Hoffmann E.: Study on flocculation kinetics of silica particle suspensions, Chemical Water and Wastewater Treatment, IWA Publishing, London 2004, ss. 277-285.: Modelowanie reaktorów wielofunkcyjnych w układach oczyszczania wody, Ochrona Środowiska 2001, vol. 83, nr 4, ss. 9-12.
[18] Pruss A., Pruss P.: Usuwanie zanieczyszczeń organicznych z wody powierzchniowej o małej zasadowości, Ochrona Środowiska 2013, vol. 35, nr 4, ss. 47-50.
[19] Rozporządzenie Ministra Zdrowia, z 20 kwietnia 2010 r., zmieniające rozporządzenie w sprawie jakości wody przeznaczonej do spożycia przez ludzi (Dz. U. nr 72, poz. 466 z 2010 r.).
[20] Kemipol, Karta charakterystyki Kemira PIX 112, Kemipol 2013, http://www.kemipol.com.pl.
[21] Vitton S. J., Sadler L. Y.: Particle size analysis of soils using laser light scattering and X- ray absorption technology, ASTM, Geotech. Test J. 1997/20, ss. 63-73.
[22] De Boer G., De Weerd C., Thoenes D., Goossens H.: Laser diffraction spectrometry: Fraunhofer versus Mie scattering. Particle and Particle Syst Charact. 1987/4, ss. 14-19.
[23] Bushell G.: Forward light scattering to characterize structure of flocs composed of large particles, Chem. Eng. J. 2005/11, ss. 145-149.
[24] Dereszewska A., Tuszyńska A., Cytawa S.: Granulometric analysis to estimate influence of anionic surfactant on activated sludge structure, Ecol. Chem. Eng. A. 2015; 22(1), ss. 51-61.

dr hab. inż. Rafał Tytus Bray, mgr inż. Karolina Fitobór

Politechnika Gdańska, Wydział Inżynierii Lądowej i Środowiska

Praca była prezentowana na XI Konferencji Naukowej: Membrany i Procesy Membranowe w Ochronie Środowiska MEMPEP 2016, Zakopane, 15–18 czerwca 2016 r. oraz została opublikowana w czasopiśmie Desalination and Water Treatment (2017, vol. 64, ss. 419‑424) – Bray R. T., Fitobór K.: Sizes of iron hydroxide particles formed during ferric coagulation processes. Desalination and Water Treatment.

Źródło: Technologia Wody 3/2018