ODSALANIE:

Z zakładów wydobywczych odprowadza się dwa rodzaje wód opadowych. Są to: zawiesinowe ścieki poprodukcyjne pozostające w zamkniętych obiegach wodno- mułowych i kopalniane wody dołowe, pompowane na powierzchnię ziemi z wyrobisk podczas eksploatacji urobku. Podczas eksploatacji złóż naturalnych na dużych głębokościach występuje naruszenie równowagi hydrogeologicznej. W sztolniach i szybach zbierają się wody podziemne, które ze względu na bezpieczeństwo tam pracujących ludzi oraz prowadzenie normalnej eksploatacji kopalni muszą być pompowane na powierzchnię ziemi. Ilość tych wód jest zależna od lokalnych warunków hydrogeologicznych. Kopalnie Górnośląskiego Okręgu Węglowego leżące w dorzeczu Odry pompują średnio 223 tys. m³/d wód dołowych z czego bezpośrednio do rzeki odprowadzanych jest ok. 152 tys. m³/d. Analogicznie w dorzeczu Wisły z pompowanych w GOP 700 tys. m³/d wód dołowych do rzeki zlewni Wisły odprowadza się ok. 445 tys. m³/d. Prowadzi to do zasolenia Wisły i Odry, a w konsekwencji do zmniejszenia zasobów wody pitnej. Po 1990r. zlikwidowano część kopalni w Republice Czeskiej, a także w Polsce. Przyczyniło się do znacznego zmniejszenia ilości soli odprowadzanych do wód powierzchniowych. Problem odsalania wód kopalnianych ze względu na ochronę środowiska, jak również na względy ekonomiczne, wciąż jednak istnieje, gdyż zasolenie rzek powoduje, iż wody te nie nadają się do celów gospodarczych i przemysłowych. Powodują one silną korozję taboru pływającego, mostów, a także zwiększają zasolenie gruntów.

Klasyfikacja kopalnianych wód dołowych opracowano w Głównym Instytucie Górnictwa w Katowicach. Jako wskaźnik przydatności wód kopalnianych przyjęto stopień ich mineralizacji, wyrażony sumarycznym stężeniem jonów chlorkowych i siarczanowych. Przyjmując takie zasady klasyfikacji, wyróżniamy 4 grupy wód kopalnianych:1)I grupa: wody użytkowe charakteryzujące się zawartością Cl^- +SO₄^2- do 600 mg/dm³ 2)II grupa: wody przemysłowe o stężeniu Cl^- + SO₄^2- w granicach od 600 ÷ 1800 mg/dm³ 3)III grupa: wody mineralne zasolone w granicach Cl^- + SO₄^2- od 1800 do 42000 mg/dm³ 4)IV grupa: solanki o stężeniu Cl^- + SO₄^2- ponad 42000 mg/dm³. Do I grupy należą wody o najwyższej jakości, by gospodarcze w zasadzie odpowiadające swym składem normie dla wód pitnych i na potrze wody pitne i na potrzeby gospodarcze (zawartość chlorków do 900 mg/dm³, siarczanów do 200 mg/dm³). Wody te stosowane są do: po uzdatnianiu jako woda pitna, do zasilania kotłów parowych i wodnych, do zasilania łaźni górskich. Wody II grupy są wykorzystane w elektrowniach jako wody chłodnicze oraz w górnictwie do: uzupełnienia wody przemysłowej stosowanej do wzbogacenia węgla, zraszanie miejsc o dużym zapyleniu, napełnienie zbiorników wody przeciwpożarowej. Wody III grupy stanowią uciążliwe ścieki będące przyczyną zasolenia cieków powierzchniowych. Wody IV grupy są to wody o takim stopniu mineralizacji, który pozwala na wykorzystanie ich do produkcji soli, chloru i wody użytkowej. Demineralizacja wody polega na usunięciu z niej wszystkich kationitów i anionitów. Częściowe usuwanie jonów nazywane jest odsalaniem. Demineralizację stosuje się w celu uzyskania wody o bardzo dużej czystości, która jest wykorzystywana w niektórych gałęziach przemysłu, np. do celów kotłowych. W oczyszczaniu wód zawierających ponadnormatywną ilość substancji rozpuszczonych a przeznaczonych na potrzeby gospodarcze, stosuje się odsalanie.

Odsalanie prowadzi się przez: destylację, wymrażanie, elektrodializę, wymianę jonową, odwrócona osmoza. Najstarszą metodą odsalania wody jest destylacja słoneczna. Stosowana od równika do 40° szerokości geogr. Woda odprowadzana jest ciągle lub okresowo do zbiornika z czarnym dnem (w celu zwiększenia pochłaniania promieni słonecznych). Wydajność takiego destylatora wynosi przeciętnie 4-6 m³/m²d, przy nasłonecznieniu powyżej 23012 kJ/m². Nowoczesne metody demineralizacji i odsalania wody oparte są m.in. na procesach wymiany jonowej. Usunięcie z oczyszczanej wody wszystkich anionów uzyskuje się stosując silnie zasadowe anionity pracujące w cyklu wodorotlenowym. Wymianę anionów opisują następujące reakcje:H₂CO₃+ 2AnOH-> An₂CO₃+2H₂O, H₂SO₃+ 2AnOH-> An₂SO₃+2H₂O, HCl+ AnOH-> AnCl+H₂O, H₂SiO₃+ 2AnOH-> An₂SiO₃+2H₂O. Zastosowanie anionitów słabo zasadowych nie zapewni wymiany anionitów słabych kwasów, a więc w wodzie pozostaną dwutlenek węgla I krzemionka. Do usunięcia CO₂ wymagany jest odgazowywacz, który zainstalowany w układzie urządzeń przed anionitem silnie zasadowym poprawi warunki pracy takiego anionitu.

W celu ochrony rzek przed nadmiernym zasoleniem opracowano wiele metod odsalania wód, utylizowania, czy unieszkodliwiania. W latach osiemdziesiątych zostały opracowane i wdrożone dwie metody utylizowania wód o nadmiernym zasoleniu: metoda polegająca na wykorzystaniu wód do produkcji sili kuchennej i wody użytkowej, metoda utylizacji solanek kopalnianych do produkcji chloru. Ponadto od lat powszechnie stosowana metoda hydrotechniczna, polegająca na kontrolowanym odprowadzaniu wód miernie zasolonych do rzek w zależności od ich chłonności (wysoki stan wód odbiornika) tak by nie przekraczać określonych stężeń jonów (Cl^- + SO₄^2-). Odsalanie: w wodzie oznaczyć: twardość, zasadowość, zawartość wolnego CO₂,barwę, utlenialność, mangan, krzemionkę, chlorki. Badaną wodę przepuścić przez kationit wodorowy z prędkością ok. 3m/h. 1 porcję przesącz i odrzuć. Pozostała część skierować na anionit po uprzednim oznaczeniu wyżej wymienionych zanieczyszczeń. W odpływie z anionitu ponownie wykonać oznaczenia. Demineralizacja wody: w wodzie oznaczyć: twardość, zasadowość, zawartość wolnego CO₂,barwę, utlenialność, mangan, krzemionkę, chlorki. Badaną wodę przepuścić przez kationit wodorowy z prędkością ok. 3m/h. 1 porcję przesącz i odrzuć. Pozostała część skierować na anionit po uprzednim oznaczeniu wyżej wymienionych zanieczyszczeń. W odpływie z anionitu ponownie wykonać oznaczenia. W zebranym wycieku odgazować CO₂ po czym wodę przepuścić przez silnie zasadowy anionit z prędkością 5m/h. Pierwsze porcje wycieku odrzucić a w pozostałej wykonać oznaczenia.

ODKRZEMIANIE WODY

Krzemionka stanowi powszechny składnik skał wulkanicznych, kwarcu i piasku. Przenikanie krzemu do wód naturalnych odbywa się w wyniku rozpuszczania składników skał i gleby. Największe stężenia krzemu występują w wodach bardzo twardych pochodzących z pokładów wapniowych oraz w wodach cechujących się zasadowością alkaliczną. W wodach naturalnych ilości krzemu wynoszą od 1 mg/dm³ w wodzie z terenów podmokłych i bagiennych do kilkudziesięciu (ok. 60) mg/dm³ Si0₂ w wodzie twardej. Na ogół wody podziemne zawierają więcej krzemu niż wody powierzchniowe. W wodzie do picia lub w wodach powierzchniowych obecność krzemu nie ma dużego znaczenia. W wodzie przeznaczonej do celów przemysłowych krzem jest w niektórych przypadkach niepożądany zwłaszcza w przemyśle włókienniczym, ponieważ przeszkadza w procesie farbowania. Krzem w wodzie produkcyjnej przeszkadza również w procesach fermentacji oraz podczas klarowania piwa. Szczególnie szkodliwy jest krzem w wodzie do zasilania kotłów parowych przede wszystkim wysokoprężnych, gdyż wchodzi w skład kamienia kotłowego lub powłok na łopatkach turbin parowych, nadaje tym osadom dużą twardość mechaniczną oraz obniża przewodnictwo cieplne. Szkodliwość krzemionki wzrasta w miarę podnoszenia się ciśnienia. Zawartość krzemionki w postaci rozpuszczonej lub koloidalnej w wodzie zasilającej kotły wysokoprężne nie powinna przekraczać 0,01 mg/dm³, a w wodach dla pewnych działów przemysłu chemicznego i metali rzadkich od 1 do 2 mg/dm³. Istnieje kilka metod odkrzemiania wody, które ze względu na charakter procesu można podzielić na dwie grupy - chemiczne i fizyczne. Metody chemiczne:1.odkrzemianie za pomocą wapna,2.odkrzemianie uwodnionym dolomitem, 3.odkrzemianie solami glinu i żelaza, odkrzemianie za pomocą prażonego magnezytu. Metody fizykochemiczne:1.odkrzemianie za pomocą prądu stałego, 2. odkrzemianie za pomocą jonitów.

Odkrzemianie za pomocą wapna zachodzi w pewnym stopniu podczas dekarbonizacji wody. Adsorpcyjne właściwości węglanu wapniowego są stosunkowo dobre i jedynie w wodzie nie zawierającej chlorków obserwuje się ich obniżenie. Zaadsorbowana krzemionka strąca się w postaci krzemianu wapniowego, a stopień odkrzemiania rośnie ze wzrostem temperatury. W przypadku stosowania niewielkiego nadmiaru Ca(OH)₂ ponad dawkę wymaganą do dekarbonizacji, jednakże nie przekraczającej 1,3 g/dm³, uzyskuje się wysoki stopień odkrzemiania, niezależnie od temperatury. Nadmiar nie związanego wapna z preparowanej wody należy usuwać przy pomocy dwutlenku węgla. Dwutlenek węgla musi być dawkowany bardzo dokładnie. W innym przypadku uzyskuje się wodę o dużej twardości węglanowej lub o nadmiernej alkaliczności.

Odkrzemianie uwodnionym dolomitem następuje dzięki sorpcyjnym właściwościom wapnia i magnezu, będących głównymi składnikami dolomitu. Magnohydrat po całkowitym wyprażeniu, zmieleniu i traktowaniu preparowaną wodą tworzy osad węglanu wapniowego i krzemianu magnezowego Mg0+Si0₂-> MgSi0₂^. Po sklarowaniu, filtruje się wodę przez masę „Magno" ( CaCC>3 i MgO^), które nie zawierają związków krzemu. Wyciek zawiera nie więcej niż 0,15 - 0,2 mg /dnr krzemianów. Woda przed filtrowaniem powinna być podgrzana do temp. 80-90°C w celu odpędzenia rozpuszczonego dwutlenku węgla, który może powodować rozkład krzemianów.

Okrzemianie solami glinu i żelaza - polega na wykorzystaniu zdolności koagulacyjnych wodorotlenków tych metali. Najczęściej stosuje się siarczan żelazowy, glinian sodowy lub chlorek żelazowy. Zdolność adsorpcyjna wodorotlenku żelazowego wytrącającego się w postaci zawiesin zależy od alkaliczności i temperatury wody. Optymalne wyniki są uzyskiwane przy pH = 8,5 - 9,5 oraz w temp. 20°C. Konieczna dawka soli żelaza zależy od zawartości krzemionki w wodzie uzdatnionej oraz od obecności innych zanieczyszczeń. Dlatego też ustalenie optymalnej dawki soli dokonuje się poprzez serie prób technologicznych. Prowadzenie tego procesu odbywa się na zimno. Działanie wodorotlenku glinowego podobne jest do działania Fe(OH)₃. Optymalne wyniki uzyskuje się przez podgrzanie wody do temperatury 50° i utrzymaniu pH wody poniżej 8,6.

Odkrzemianie za pomocą prażonego magnezu metoda ta opiera się na filtrowaniu wody surowej przez masę (minerał zawierający MgCOs) o wielkości ziaren 0,2-0,5 mm. Sprawność tej metody jest tym większa, im większy jest w wodzie procentowy udział krzemionki koloidalnej, im powolniejszy jest przepływ wody przez filtr oraz im wyższa jest temperatura wody.

Elektryczna metoda odkrzemiania - polega na wytworzeniu jonów metali przez zastosowanie prądu stałego. Przyłożony do elektrody prąd o stałym natężeniu wytrąca na anodzie kationy tworzące w przestrzeni wodnej wodorotlenki odnośnych metali. Z katod wydzielają się gazy (wodór, tlen, chlor) które mogą powodować flotację tworzących się zawiesin. Powstające wodorotlenki metali posiadają silnie rozbudowane właściwości sorpcyjne. Aktywnie przyłączają jony soli rozpuszczonych i ulegają sedymentacji.

Odkrzemianie wody wymieniaczami jonowymi - przeprowadza się za pomocą pośredniej gdy dodawane są chemikalia, których zadaniem jest wytworzenie silnie dysocjujących związków krzemowych i metody bezpośredniej bez dodatków związków chemicznych. Przy stosowani metody pośredniej (fluorowej) przed wymiennikiem wodorowym do wody dawkowany jest fluorek sodowy lub wapniowy. W kationicie wodorowym wytwarza się kwas fluorowodorowy reagujący z krzemionką. Produktem reakcji kwasu fluorowodorowego z krzemionką jest kwas fluorokrzemowy, usuwany w zasadowym wymienniku anionowym. Fluorek dawkowany jest do wody w postaci zawiesiny. Prostszym rozwiązaniem byłoby bezpośrednie dawkowanie kwasu fluorowodorowego po wymienniku wodorowym. Jest to jednak niemożliwe, z powodu trujących właściwości HF. Produkowane obecnie żywicowe masy anionowe, zdolne do bezpośredniego wiązania krzemianów pozwalają na stosowanie metody bezpośredniej bez potrzeby dawkowania do wody fluorków. Skuteczność usuwania krzemionki wzrasta wraz z obniżeniem się zawartości w wodzie mocnych kwasów mineralnych (H₂S0₄, HC1) tworzących się w jonicie wodorowym. W celu zwiększenia sprawności procesu stosuje się układ szeregowy, składający się z kolumny wodorowej, anionitu słabo zasadowego i anionitu zasadowego. Obecność tworzącego się po kationicie wodorowym w wodzie wolnego dwutlenku węgla wpływa niekorzystnie na proces odkrzemiania oraz prawdopodobnie na aktywność i trwałość anionitów. Zmusza to do usuwania CO2 po wymienniku wodorowym lub po anionicie słabo zasadowym. Usunięcie dwutlenku węgla uzyskujemy w odgazowywaczu poprzez napowietrzanie wody lub sposobem termicznym.

Cel i zakres badań laboratoryjnych

Badania powinny doprowadzić do wyboru metody najskuteczniejszej, zapewniającej uzyskanie wysokich efektów uzdatniania. Równocześnie jednak zastosowany sposób powinien prowadzić do uzyskania możliwie małej objętości odpadów o dużej koncentracji w nich krzemionki.

Badania w skali laboratoryjnej będą obejmowały sprawdzenie przydatności i skuteczności następujących metod odkrzemiania wody surowej:

• odkrzemianie wody tlenkiem magnezu, ustalenie wpływu wartości dawki MgOna szybkość i czas potrzebny do całkowitego zmniejszenia stężenia krzemu, określenie wpływu pH wody surowej na dawkę tlenu,

• odkrzemianie wody solami glinu i żelaza, wyznaczenie wpływu pH i wartości dawki na szybkość procesu i czas potrzebny do właściwego zmniejszenia stężenia krzemu.

Odmanganianie wody

W wodach naturalnych związkom żelaza towarzyszą związki manganu, przeważnie w mniejszych ilościach. Mangan należy do pierwiastków charakte­rystycznych dla wód podziemnych. Najczęściej występuje jako Mn(HC03)₂, rzadziej jako MnS0₄. W wodach powierzchniowych występuje w postaci związków organicznych (rozkład martwych części roślinnych) lub przedostaje się do wód ze ściekami przemysłowymi. Jego obecność w wodzie może powo­dować rozwój bakterii manganowych zatykających przewody i psujących smak wody. Sole manganu powodują powstawanie na powierzchni wody brunatnego nalotu i plam na tkaninach. Dopuszczalne stężenie manganu w wodzie do picia i celów gospodarczych nie może przekraczać 0,05 mg Mn/dm³ według norm polskich i standardów Unii Europejskiej.

Proces odmanganiania jest podobny do procesu odżelaziania wody. Często w praktyce prowadzi się je jednocześnie. Odmanganianie wody polega na hy­drolizie i utlenieniu jonów Mn(II) do związków Mn(IV) w środowisku alka­licznym zgodnie z jedną z reakcji: 2Mn(HC0₃)₂ + 2H₂0 + 0₂ ->2Mn(OH)₄i + 4C0₂ i 2MnS0₄ + 6H₂0 + 0₂ ->2Mn(OH)₄ + 2H₂S0₄ . Osad wodorotlenku manganowego przechodzi następnie w uwodniony dwutlenek manganu, tzw. brunatniak: Mn(OH)₄ -> Mn0₂ · 2H₂0 .

Na przebieg tych reakcji ogromny wpływ ma odczyn (pH) wody oczyszcza­nej. Przy odczynie kwaśnym lub obojętnym reakcje te praktycznie nie zachodzą. Optymalny odczyn (pH) wynosi 10,3, w praktyce stosuje się pH powyżej 8,5.

Najczęściej stosowane metody odmanganiania wody to:napowietrzanie i filtrowanie przez filtr piaskowy; metoda prosta, ale rzadko skuteczna z uwagi na wymagany, alkaliczny odczyn (pH) wody,

alkaiizacja, napowietrzanie i filtracja przez filtr piaskowy; po procesie od­manganiania należy przeprowadzić korektę odczynu (pH) wody, tak aby mie­ścił się w wymaganych granicach 6,5-9,5, napowietrzanie i filtrowanie przez wpracowane złoże filtracyjne, którego ziarna pokryte są dwutlenkiem manganu (Mn02). Złoża piaskowe lub specjalne masy, np. green sand-purolite MZ-10 (tzw. zielony piasek), aktywuje się nad­manganianem potasu (KMn0₄). Wytrącony w złożu dwutlenek manganu (Mn0₂) ma dużą zdolność sorpcyjną w stosunku do jonów wielu metali, w ty również Mn(II), a przede wszystkim spełnia rolę utleniacza jonów Mn(II) do Mn(III), które następnie są utleniane tlenem rozpuszczonym w wodzie do Mn(IV) i wytrącają się z wody jako Mn02-x H₂0. Z biegiem czasu warstwa aktywnych tlenków traci właściwości katalityczne i złoże aktywuje się ponow­nie za pomocą nadmanganianu potasu. Przed odmanganianiem woda powinna być pozbawiona związków żelaza i azotu amonowego, które powodują dezak­tywację złoża wskutek szybszej redukcji Mn0₂ niż utlenienie Mn(III) tlenem rozpuszczonym w wodzie, przy czym tlenki żelaza pokrywają błonę z aktyw­nych tlenków manganu niszcząc ich działanie. W celu więc uniknięcia zbyt częstych regeneracji złoża aktywnego stosuje się początkowo odżelazianie wo­dy. a następnie odmanganianie. Uaktywnienie złoża może odbywać się także w sposób naturalny, jednak ze względu na małe zawartości manganu występu­jące w wodzie surowej odbywa się zbyt wolno i wymaga długiego czasu, toteż celowe wydaje się sztuczne przyśpieszenie tego procesu: napowietrzanie i filtracja przez złoża chemicznie aktywne, którymi są rudy manganowe, zwane również złożami piroluzytowymi lub braunsztynowymi. Złoża te w swoim składzie mają aktywny dwutlenek manganu, dlatego nie wymagają uaktywniania,

utlenianie utleniaczami chemicznymi (chlor (CI2), dwutlenek chloru (CIO2), ozon (Os), nadmanganian potasu (KMnO-O) i filtrowanie, koagulacja i filtrowanie przez filtr piaskowy; proces konieczny w przypad­ku połączeń manganu ze związkami organicznymi, utlenianie w warstwie wodonośnej - metoda VYREDOX, filtrowanie przez kationit manganowy; złoże wykonane z dowolnego katio- nitu regenerowanego chlorkiem manganu (MnCl₂) i nadmanganianem potasu (KMnOj). Celem badań jest wybranie dla danej wody odpowiedniego sposobu jej od- manganiania ze szczególnym zwróceniem uwagi na odczyn (pH) wody. Zakres badań obejmuje wykonanie prób odmanganiania wody za pomocą napowietrza­nia i filtrowania przez filtr piaskowy oraz alkalizacji, napowietrzania i filtracji. Odmanganianie wody za pomocą napowietrzania i filtracji przez filtr piaskowy : Badaną wodę należy napowietrzać za pomocą sprężarki przez 10-15 min, a następnie skierować na filtr. Filtrację rozpocząć z prędkością około 5 m/h. Pierwszą partię przesączu, odpowiadającą dwukrotnej objętości złoża, należy odrzucić,-z następnej wykonać oznaczenia takie jak dla wody surowej. W za­leżności od uzyskanych efektów odmanganiania należy szybkość filtracji zmniejszać (do 2,5 m/h) lub zwiększać (do 10 m/h). Odmanganianie wody za pomocą alkalizacji, napowietrzania i filtracji przez filtr piaskowy: Do sześciu zlewek odmierzyć po 1 dm³ badanej wody i dodawać wzrastające dawki wody wapiennej. Próby rozpoczyna się od dawki wapna powodującej wzrost odczynu (pH) wody do około 8,5. Następnie wodę napowietrza się przez 30 min i pozostawia do odstania i sklarowania również na 30 min. Po przesącze­niu zdekantowanej ze zlewek wody wykonać oznaczenia takie jak dla wody surowej. Z otrzymanych wyników wybrać optymalną dawkę wody wapiennej, wprowadzić ją do około 5 dm³ wody surowej, napowietrzać przez 30 min i po 30-minutowym odstaniu wodę przepuścić przez filtr piaskowy z prędkością 5 m/h lub większą w zależności od uzyskanych wyników. Pierwsze ilości prze­sączu odrzucić, z następnych porcji wykonać oznaczenia kontrolne. Otrzymane wyniki zestawić tabelarycznie. Oprócz zestawienia wyników sprawozdanie z ćwiczenia powinno zawierać: ocenę właściwości wody surowej, krótkie omówienie wyników poszczególnych etapów badań, omówienie optymalnych parametrów uzyskanych z badań, kry­tykę lub uzasadnienie przyjętej metody, wnioski na temat ewentualnej potrzeby dalszych badań, wykraczających poza zakres ćwiczenia oraz wnioski ogólne Na krajowym rynku pojawiła się w ostatnich latach duża ilość różnorod­nych mas filtracyjnych. Na uwagę zasługują m.in. takie masy, jak:rudy manganowe (braunsztynowe),masa Birm, green sand, „zielony piasek" (masa MZ-10).

Złoża braunsztynowe- Dwutlenek manganu (Mn0₂), zwany braunsztynem lub brunatniakiem, jest stosowany w procesach utleniania z uwagi na swą wysoką aktywność. Złoża tlenowych rud manganowych zawierają około 60-95% Mn0₂, najwięcej dwu­tlenku manganu występuje w piroluzycie i ramsdelłicie. Nazwy handlowe rud wysokomanganowych to m.in.:masa katalityczna G-1,masa Filox, masa Pyrolox,masa Defeman. Masy powyższe nie wymagają chemicznej regeneracji. Przed właściwą fil­tracją przez złoże wskazane jest wstępne napowietrzanie wody. Zalecanym odczynem wody jest zakres 6,5-9,0 pH. Masa Birm Birm jest granulowanym materiałem filtracyjnym zawierającym nieroz­puszczalny katalizator. W skład masy Birm wchodzą dwutlenek manganu, amorficzna i krystaliczna krzemionka oraz składniki wiążące. Przed przystą­pieniem do filtracji przez złoże wodę należy wstępnie napowietrzyć. Masa nie wymaga uaktywniania, w związku z tym zostaje wyeliminowana konieczność stosowania dodatkowych chemikaliów. Koszty eksploatacji związane są jedy­nie z regularnym płukaniem materiału filtracyjnego w celu usunięcia osadzo­nych zanieczyszczeń. Przeprowadzone badania potwierdziły przydatność masy do usuwania związków żelaza (odczyn (pH) powinien być wyższy od 6,5), na­tomiast z uwagi na niski odczyn (poniżej 8,0) mangan nie był usuwany. Masa green sand MZ-10 (zielony piasek). Masa katalityczna „zielony piasek" jest manganowym zeolitem, środkiem utleniającym i filtrującym, otrzymanym w wyniku przetwarzania glaukonitu, produktu naturalnego. Masa ma własności katalityczne, które umożliwiają maksymalne wykorzystanie zastosowanego czynnika utleniającego, takiego jak nadmanganian potasu, co w rezultacie zwiększa szybkość utleniania. Kształt i rozmiary granulek łącznie z ich chropowatością i trwałością dają znakomitą efektywność filtracji i sorpcji. Masa utlenia sole manganu występujące w wodzie do wyższych nieroz­puszczalnych tlenków, a w tym samym czasie wyższe tlenki będące składnikami powłoki manganowego zeolitu ulegają redukcji do niższych nierozpuszczalnych tlenków. Gdy wyczerpie się pojemność utleniania, złoże regeneruje się nad­manganianem potasu. Masę stosuje się według dwóch podstawowych technik: okresowej regeneracji lub ciągłego dawkowania nadmanganianu potasu. Wybór zależy przede wszystkim od poziomu oraz ilości żelaza i manganu w oczysz­czanej wodzie. Zaleca się jednak do procesu odżelaziania stosowanie techniki ciągłej, a do odmanganiania okresowej. Z doświadczeń wynika, że przy wystę­powaniu związków żelaza w ilościach wyższych od 5 mg/dm³ należy stosować filtrację dwustopniową lub na warstwie masy ułożyć 350 mm warstwę antracytu. Zalecane warunki pracy to: odczyn (pH) w zakresie 6,5-8,5, prędkość filtracji 5-12 m/h, minimalna wysokość złoża 700 mm, ilość środka regene­rującego w technice okresowej 1,6-3,0 g KMn0₄/dm³ złoża, a jego stężenie 0,2-0,5%.

UTLENIENIE

Utlenianie stosowane jest do zmiany składu wody w celu poprawy jej włas­ności organoleptycznych, fizykochemicznych i mikrobiologicznych oraz dc wspomagania jednostkowych procesów technologicznych. Utlenianie stosowane jest w celu destrukcji związków organicznych wywołujących barwę, smal i zapach wody (substancji humusowych, geosminy, fenoli i in.), niszczeni; organizmów żywych (np. fito- i zooplanktonu, bakterii), zmiany stopnia utlenie nia związków zredukowanych (np. siarkowodoru, siarczków, dwuwartościowegc żelaza, dwuwartościowego manganu), destabilizacji koloidów. Proces ten stoso wany jest do odżelaziania i odmanganiania, wspomagania koagulacji, sorpcj i biodegradacji oraz do dezynfekcji. W zależności więc od celu technologicznegi stosowane jest utlenianie wstępne, pośrednie i końcowe oraz dezynfekcyjne. Do utleniania najczęściej stosuje się tlen zawarty w powietrzu atmosferyczna chlor, dwutlenek chloru, chloraminy, nadmanganian potasu, ozon, pre mienie UV oraz coraz częściej metody zaawansowanego utleniania (ang. aa vanced oxidation processes, AOP), oparte m.in. na reakcjach fotochemicznyc prowadzonych za pomocą H₂0₂/UV, 0₃/UV lub fotokatalitycznych przy uży ciu TiO,/UV z wykorzystaniem powstających w wodzie rodników hydroksyle wych OH'. Zdolności utleniające poszczególnych utleniaczy ocenia się n podstawie ich potencjału oksydoredukcyjnego, którego wartość zależy ściś¹ od pH wody i jest wyższa w środowisku kwaśnym. Potencjał oksydoredukcy ny wynosi'dla: rodników OH" - 2,8 V, ozonu - 2,08 V, H₂0₂ - 1,78 \ KMn0₄ - 1,68 V, chloru - 1,36 V, C10₂ - 1,27 V, tlenu - 1,23 V). Utleni nie związków nieorganicznych zachodzi bardzo efektywnie. Utlenianie zwią. ków organicznych rzadko prowadzi do ich pełnej mineralizacji, tj. do powst. nia C0₂ i H₂0, najczęściej do powstawania pośrednich produktów utleniani czyli prostszych związków organicznych. Mogą być więc generowane wtón zanieczyszczenia wody, tzw. uboczne produkty utleniania, o właściwościa> bardziej szkodliwych niż ich prekursory. Jest to zjawisku niepożądane, jedn dosyć często występujące i dlatego utlenianie powinno być poprzedzone pro­cesami zapewniającymi usuwanie prekursorów. W celu usunięcia produktów utleniania należy stosować proces sorpcji na węglu aktywnym.

Na przebieg procesu utleniania ma wpływ: rodzaj utleniacza, jego dawka i czas kontaktu z wodą oraz pH, temperatura i domieszki wody. Napowietrzanie (aeracja) wody stosowane jest do przeprowadzenia desorp­cji gazów i lotnych związków organicznych z wody oraz do jej natleniania. Powietrze zawiera 20,95% tlenu, który jest wykorzystywany w zabiegach odżelaziania i odmanganiania, nitryfikacji oraz po denitryfikacji w celu usu­nięcia azotu gazowego. Efektywna rozpuszczalność tlenu z powietrza w wo­dzie wynosi 10 mg/l. Podczas napowietrzania wody następuje przenoszenie cząsteczki gazu przez granice faz powietrze/woda. Podczas odgazowania na­stępuje przenoszenie z wody C0₂, H₂S, NH₃ i lotnych związków organicz­nych do fazy gazowej. Podczas natleniania wody zachodzi proces przechodze­nia tlenu z fazy gazowej do fazy wodnej.

Efektywność przepływu gazu na granicy faz zależy od różnicy stężeń po obu stronach granicy faz, od wielkości powierzchni granicy faz oraz od stężeń utrzymujących się tuż przy granicy faz. Napowietrzanie wody prowadzi się przy dużych nadmiarach objętości powietrza. W praktyce mniej powietrza potrzeba do natlenienia wody niż do jej odgazowania. Utlenianie tlenem z powietrza jest stosowane podczas odżelaziania i od­manganiania wody. Przebieg reakcji utleniania żelaza i manganu występują­cych w wodzie na +2 stopniu utlenienia do nierozpuszczalnych frakcji związ­ków żelaza Fe(III) i manganu Mn(IV) zależy od pH wody, które zmienia się podczas napowietrzania i dyfuzji z wody C0₂ zgodnie z reakcjami: 4Fe⁺² + 0₂ + lOf^O — 4Fe(OH)₃ + 8H⁺, 2 Mn"² + 0₂ + 21^0 — 2Mn0₂ + 4H⁺. Reakcja utleniania żelaza zachodzi efektywnie przy pH > 7,5, natomiast manganu - pH > 9,0. Optymalny odczyn wynosi 8,5 dla żelaza i 10,5 dla manganu.

UTLENIANIE OZONEM

Ozon jest dobrze rozpuszczalnym w wodzie bardzo reaktywnym i jednym z najsilniejszych utleniaczy stosowanych do oczyszczania wody. Otrzymywany jest metodą cichych wyładowań w powietrzu lub tlenie między dwiema elek­trodami pod napięciem 6-^-20 kV. W celu uzdatniania wody ozon wytwarzany jest w miejscu stosowania. Do jego produkcji służą generatory ozonu, zwane ozonatorami. Powietrze stosowane do produkcji ozonu musi być osuszone i pozbawione zanieczyszczeń Wytworzona w ten sposób mieszanina powietrz- no-ozonowa (lub tlenowo-ozonowa) wprowadzana jest do oczyszczanej wody. Ozon jest gazem bardzo reaktywnym, ale równocześnie nietrwałym. Czas „życia" cząsteczki ozonu zależy od pH, temperatury wody, stężenia substancji organicznych i nieorganicznych. Przy 7 < pH < 10 czas ten wynosi od 15 do 25 min. Ozon reaguje ze składnikami wody na dwa sposoby, tj. w bezpośred¬niej reakcji ozonu cząsteczkowego oraz pośrednio w reakcji wolnych rodni¬ków tworzących się podczas rozpadu cząsteczki ozonu w wodzie. Ozon jest alotropową odmianą tlenu o wzorze cząsteczkowym 03. Cząsteczka ozonu jest nietrwała w wodzie i ulega rozpadowi na tlen cząsteczkowy i wolne rod¬niki OH' i OH2":

03+^,0—20^+02 Reakcja ta zachodzi wielokrotnie szybciej w obecności jonów hydroksylowych OH":

o3 + oh" —> 2o2"' + oh;. Reakcja ozonowania przebiega na drodze bezpośredniego utlenienia związ¬ku przez cząsteczką ozonu lub z wykorzystaniem powstających przy rozpa¬dzie ozonu wolnych rodników. Ozon może być stosowany do utleniania organicznych i nieorganicznych domieszek i zanieczyszczeń wody oraz niszczenia bakterii i wirusów; najczꜬciej do utleniania makro- i mikrozanieczyszczeń organicznych występujących w wodzie, a także do utleniania niektórych metali, np.: żelaza(II) i manga- nu(II). Ozon przyczynia się do poprawy właściwości organoleptycznych wody — usunięcia smaku, zapachu i barwy. Pomimo niszczącego oddziaływania na mikroorganizmy jest rzadko stosowany jako środek dezynfekcyjny, ponieważ jest nietrwały w środowisku wodnym i nie zabezpiecza przed wtórnym biolo¬gicznym zanieczyszczeniem wody podczas magazynowania i dystrybucji.Ozonowanie wody stosowane jest zwykle w technologii uzdatniania wody łącznie z innymi procesami jednostkowymi. Wspomaga proces koagulacji i sorpcji. Ozon niszczy koloidy ochronne i ułatwia przebieg koagulacji. Najczęściej ozonowanie stosowane jest przed filtrami węglowymi. Ozon powo¬duje rozkład wielkocząsteczkowych substancji organicznych do związków prost¬szych, które są łatwiej sorbowane na powierzchni węgla aktywnego i skuteczniej podlegają biodegradacji w filtrach węglowych biologicznie aktywnych. Do właściwego przebiegu procesów utleniania niezbędna jest odpowiednia dawka ozonu oraz odpowiednio długi czas kontaktu z oczyszczaną wodą. Skuteczność ozonowania zależy także od pH i temperatury wody oraz zawar tości jonów węglanowych i fosforanowych, które zmniejszają efektywność procesu. Wraz ze wzrostem pH i obniżeniem temperatury wody uzyskuje się lepsze i szybsze utlenianie związków wywołujących barwę oraz bardziej sku­teczne utlenienie fenoli, cyjanków i substancji powierzchniowo czynnych. Od­wrotny wpływ takiego oddziaływania obydwu parametrów zaobserwowano w przypadku niszczenia bakterii i wirusów. Z ilości ozonu wprowadzonego do wody (dawka brutto D_b) tylko część wykorzystywana jest w reakcjach utleniania zanieczyszczeń obecnych w wo­dzie (dawka netto D_n)\

[mgcyi]. Na dawkę ozonu brutto składają się: dawka ozonu netto D_n, ilość ozonu pozostałego w wodzie po określonym czasie ozonowaniu D_p oraz ilość ozonu straconego wraz z powietrzem odlotowym z komory reakcji D^.

UTLENIANIE NADMANGANIANEM POTASU

Nadmanganian potasu jest utleniaczem powszechnie stosowanym do oczyszczania wody przeznaczonej do spożycia przez ludzi. Jest to stosunkowo

silny utleniacz, który utlenia domieszki wody, takie jak: Fe , Mn , S~~, CN~, fenole, związki aromatyczne i alifatyczne, substancje humusowe i inne wywo­łujące barwę wody oraz nieakceptowalny smak i zapach. Zapewnia także biologiczną stabilność wody. Podczas utleniania w środowisku kwaśnym następuje redukcja Mn(VII) do Mn(II), w środowisku obojętnym i zasadowym - utlenienie do Mn(IV) i powstanie tlenku manganu Mn0₂, który wykazuje specyficzne właściwości katalityczne i sorpcyjne.

Do przeprowadzenia reakcji utleniania w wodzie potrzebne są odpowiednie ilości KMn0₄, które wynoszą odpowiednio: 4-6-krotność zawartości H₂S, 0,94 mg/mg Fe⁺², 1,92 mg/mg Mn⁺², 0,5-^2,5 mg/l wody zawierającej natural­ną materię organiczną, 0,54-2,5 mg/l wody w celu usunięcia smaku i zapachu, 6-7-krotność zawartości fenolu, 2-4-krotność zawartości trichloroetylenu.

Zapotrzebowanie wody na KMn0₄ określane jest każdorazowo izależy od pH, temperatury i domieszek wody oraz czasu kontaktu. Proces utleniania większości substancji zachodzi szybciej w środowisku alkalicznym, a na efektywność oczyszczania wody wpływa także towarzysząca mu sorpcja na MnO_a. Istnieje niebezpieczeństwo, że niewłaściwie dobrane dawka i czas kontaktu mogą powo­dować pojawienie się w wodzie oczyszczonej nadmiernych ilości manganu, a nawet różowego zabarwienia wody. Zaletą stosowania nadmanganianu potasu, w porównaniu z chlorem czy ozonem, jest brak ubocznych produktów utleniania

UTLENIANIE PROMIENIAMI UV

Promienie UV wywołują w środowisku wodnym fotodegradację substancji organicznych, w tym substancji humusowych, pestycydów, wielopierścieniowych węglowodorów aromatycznych (WWA), dzięki procesowi fotolizy bezpośredniej i pośredniej. Fotoliza bezpośrednia to absorpcja fotonu przez cząsteczkę i wywołanie reakcji chemicznej (najczęściej utleniania). Bezpośrednim efektem działania promieniowania może być": rozerwanie wiązań chemicznych, przekształcenie związków organicznych w inne lub całkowita ich degradacja, dysocjacja związków utleniających i tworzenie wysoce reaktywnych rodników zdolnych do degradacji substancji organicznych. Fotodegradacja zanieczyszczeń organicznych w wyniku reakcji z rodnikiem OH' czy ozonem jest zjawiskiem fotolizy pośredniej. Reakcje fotolizy wywoływane są działaniem promieni UV najczęściej w paśmie 210+400 nm. W warunkach sztucznych uzyskuje się je, stosując odpowiednie lampy UV — promienniki UV. Ilość promieniowania UV wprowadzanego do wody określa się dawką D [mJ/cm2], wyrażoną iloczynem natężenia pola promieniowania E [mW/cm2] i czasu naświetlania i is] D = Et [mJ/cm²]

Natężenie pola promieniowania maleje wraz z odległością ód lampy i zale­ży od parametrów fizycznych i chemicznych wody wpływających na przepusz­czalność promieni i inicjację reakcji fotochemicznych. Szczególnie barwa, męt­ność oraz zawartość zawiesin, żelaza i manganu wpływają na przepuszczalność wody dla promieni UV, którą określa się na podstawie pomiaru transmitancji przy długości fali 254 nm. Na przebieg procesu fotodegradacji ma wpływ na­tężenie światła i długość jego fali, pH, obecność anionów, w tym chlorków, a szczególnie węglanów i wodorowęglanów, które obniżają efektywność proce­su utleniania. Do dezynfekcji wody stosowane są najczęściej dawki promienio­wania od 400 mJ/cm² dla wody przeznaczonej do spożycia przez ludzi, 500+600 mJ/cm² dla wody używanej w przemyśle spożywczym, 850 mJ/cnT do nawet 1200 mJ/cm² — dla wody używanej w przemyśle farmaceutycznym. Potrzebne do przeprowadzenia reakcji utleniania związków organicznych dawki przekraczają 1000 mJ/cm². Wytwarzanie silnie reaktywnych rodników hydro­ksylowych OH' w celu przeprowadzenia utleniania zostało zintensyfikowań w procesach łącznego stosowania promieniowania UV w paśmie 250+450 nm _z utleniaczami chemicznymi, szczególnie perhydrolem (H₂0₂/UV), ozonem (0₃/UV), ozonem i perhydrolem (0₃/H₂0₂/UV), lub z katalizatorem w postaci tlenku tytanu (Ti0₂/UV). Układy te są stosowane do usuwania mikrozanie- czyszczeń z wody, np. rozpuszczalników, pestycydów, herbicydów.

Do wytwarzania promieniowania UV stosowane są lampy niskociśnieniowe o mocy 10+40 W lub średniociśnieniowe o mocy 100+400 W

UTLENIANIE FOTOCHEMICZNE H₂0/UV

W wodzie poddawanej działaniu nadtlenku wodoru i promieni UV powsta­ją wolne rodniki OH* pod wpływem fotolizy wywołanej działaniem promieni UV o długości fali X = 210^400 nm na cząsteczkę H₂0₂. W wodzie zacho­dzi reakcja, której szybkość rośnie wraz ze wzrostem pH:h v«A

Po przekroczeniu optymalnej dla danego układu wartości natężenia promienio­wania UV, przy której stężenie wytwarzanych rodników jest zbyt duże, za­chodzą reakcje rekombinacji prowadzące do ponownego tworzenia H₂0₂

W zależności od pH w wyniku utleniania substancji organicznych zachodzi formowanie różnych związków pośrednich. Optymalna wartość pH zależy od charakteru substancji organicznych i nieorganicznych zawartych w wodzie

UTLENIANIE FOTOCHEMICZNE 0₃/UV

W wodzie poddawanej działaniu ozonu i promieni UV powstają wolne rodniki OH" pod wpływem fotolizy wywołanej działaniem promieni UV o długości fali X < 310 nm na cząsteczkę 0₃. W wodzie zachodzi reakcja. Cząsteczka H₂0₂ może ulegać fotolizie lub rozkładowi, co prowadzi do wy­tworzenia rodnika OH" zgodnie z reakcjami podanymi w p. 6.1.5.

USUWANIE FOSFORU ZE ŚCIEKÓW:

Ścieki posiadające ponad normatywne zawartości fosforu powinny być poddawane procesom oczyszczania, aby mogły zostać odprowadzone do odbiornika. Metody usuwania fosforu ze ścieków:1) Metoda chemicznego strącania solami glinu lub żelaza oraz wapnem, 2)Metoda chemicznego strącania wspomagana filtracja, 3)Metody podwyższonej biologicznej defosfatacji poprzez wzrost stopnia asymilacji fosforu przez biomasę zastosowana w procesie oczyszczania.

Metoda chemiczna zwana defosfatacją chemiczną jest realizowana z użyciem soli glinu lub żelaza oraz wapnia. Sole metali żelaza i glinu po dodaniu do ścieków zawierających fosforany wchodzą z nimi w reakcje tworzą nierozpuszczalne, wytrącalne związki. W praktyce powszechnie stosowane są: siarczan żelazawy oraz chlorek żelazowy. Także jako reagent bywa stosowany siarczan glinu, a sporadycznie glinian sodowy (Na₂Al₂O₄), zwłaszcza, że ścieki wykazują niską alkaliczność. Sole żelazowe z fosforanami reagują według równania: FeCl₃+PO₄^-3 -> 3Cl^-. Stosunek molowy Fe:P wynosi: 1:1, natomiast stechiometryczny stosunek wagowy wynosi: 1:8:1. Sole żelazawe z fosforanami reagują według równania: 3FeSO₄+2PO₄^-3-> Fe₃(PO₄)₂ + 3 SO₄^-2.Wówczas stosunek molowy Fe:P=3:2, a wagowy 2,7,:1. Uwzględniając fakt, że rzeczywisty przebieg reakcji jest uzależniony także od innych czynników i dodatkowych reakcji uzyskuje się wartości stosunku molowego Fe:P=1,5:2,5, zależny od rodzaju zastosowanego reagenta i wartości zasadowości ścieków. Stosując żelazo III Fe⁺³optymalna wartość pH powinna zawierać się w przedziale 4,5-, aby następował właściwy przebieg reakcji. Zwiększając usuwalność fosforu często zwiększa się pH oraz zużycie reagenta. Przykładowo dla żelaza II (Fe²⁺) zalecane pH powinno wynosić 8 lub 7-8. W procesie chemicznego strącania fosforu przy użyciu reagentów żelaza lub glinu ponadto dodawane są w postaci roztworu anionowe polimery (0,1-0,25 g/m³) dla intensyfikacji sedymentacji zawiesin i sorpcji osadu, a czasem dodatkowe środki wspomagające proces strącania. Sole glinu w postaci siarczanu glinu z fosforanami reagują według równania: Al₂(SO₄)₃ ·18 H₂O+ 2PO₄^3- -> 2AlPO₄+ 3SO₄^2- +18 H₂O. Stanowi to, że 1 mol siarczanu glinu (666g) reaguje z 2 molami fosforanu ( 190g), zawierającymi (62g) fosforu. Stosunek wagowy siarczanu glinu do fosforu wynosi: 10,7:1 czyli Al.:P=0,87 :1 . W praktyce przyjmuje się wyższą wartość stosunku molowego Al.:P =1,5: 3 niż wynika z równania stechiometrycznego, bowiem zachodzą także inne reakcje w ściekach. Wpływają na dawkę glinu także: zasadowość, pH ścieków oczyszczonych oraz ilość i jakość zawiesin, stężenie siarczanów. Dla procesów chemicznego strącania fosforu glinem pH powinno zawierać się w przedziale: 5,5-6,5. Strącanie fosforu wapnem jest utożsamiane z procesem zmiękczania wody, bowiem dawka wapnia bardziej zależy od zasadowości i stężenia jonów wodorowych pH, aniżeli od zawartości fosforu w ściekach. Przy tzw. „małej dawce”, przy której pH reakcji nie przekracza 10 i tzw. „dużej dawce” przy której pH reakcji podnosi się do przedziału wartości 11-11,5 wielkość dawki wapna może wynosić 500 g/m³, a nawet więcej. Wówczas stężenie fosforu w ściekach oczyszczonych uzyskuje się 1g P/m³ i mniejsze. Jednak stosując duże dawki wapna zachodzi potrzeba korekcji pH ścieków oczyszczonych, a ubocznym skutkiem jest zwiększenie wielokrotne osadu w porównaniu do reagentów soli metali użytych przy strącaniu fosforu. Należy nadmienić, że wapno również jest stosowane w metodzie PHOSTRIP (biol-chem), aby strącać fosfor uwolniony w komorze tlenowej, jednak przez nią przepływa tylko 20-30 % ścieków, zatem wymagana ilość wapna jest znacznie mniejsza niż w systemach małej i dużej dawki oraz mniej jest osadów. Zalecanymi punktami dawkowania reagentów są: przed osadnikiem wstępnym, do urządzeń biologicznego oczyszczania, do urządzeń trzeciego stopnia oczyszczania. Miejsca te decydują o stosowanych pojęciach : strącanie wstępne, symultaniczne- równocześnie z oczyszczaniem biol i strącanie wtórne. Z ogólnej ceny alternatywnych schematów strącania fosforu metodami chemicznymi wynika, że:

- strącanie wstępne przy dawkowaniu do piaskownika lub miedzy piaskownikiem a osadnikiem wstępnym umożliwia dobre wymieszanie reagentów ze ściekami, a także flokulację zawiesin, zmniejsza się zawartość: fosforu, BZT₅ i zawiesin, co odciąża kolejne elementy oczyszczalni , przy czym często obniża się denitryfikacja z zew źródłem węgla. Nie zapewnia strącanie wstępne całkowitego usunięcia fosforu, zwłaszcza wtedy, gdy w ściekach zawarte są z ortofosforanami również jego formy organiczne, strącanie symultaniczne z dawkownikiem do osadnika wstępnego lub bezpośrednio do komory napowietrzania – uzyskuje się wyższe strącenie fosforu przy czym jeszcze wyższy stopień można uzyskać przy zwiększaniu liczby punktów dawkowania i dodatkowe wprowadzanie wód nadosadowych (np. po fermentacji), strącanie wtórne odbywa się przy dawkowaniu reagentów przed osadnikiem wtórnym Uzyskuje się duży efekt usuwania fosforu przy małych ilościach zużytych reagentów. Drogie urządzenia. Czynniki wpływające na efektywność strącania fosforu: rodzaj oczyszczanych ścieków, stężenie i formy występowania fosforu, rodzaj reagentów, ich dawki i miejsce wprowadzenia w ciąg technologiczny, intensywność mieszania, flokulacja i sorpcja zawiesin. Jeżeli reagentami są sole metali wówczas możliwe jest zmniejszenie efektywności do 70-90% , natomiast strącanie symultaniczne z wielopunktowym dodawaniem reagentów wzrasta do 80-95%, a stosując strącanie wtórne można osiągnąć 90-95% usuwania fosforu. Podkreśla się wielokrotnie w różnych publikacjach, aby w ściekach oczyszczonych stężenie było poniżej 1gP/m³, wtedy powinna być zapewniona wysoka sprawność osadników wtórnych , a nawet zachodzi potrzeba wspomagania procesu końcową filtracją ścieków. Po osadniku wtórnym zawartość zawiesin w ściekach powinna być mniejsza od 15 g/m³, a obciążenie ich przy maksymalnym przepływie godzinowym nie powinno przekraczać 1,4 m³ /m²h. Mankamentem chemicznego strącania jest wzrost ilości osadów. Ustalenie optymalnej dawki PIX-u: Do czterech zlewek z 1 dm³ ścieków dodać PIX w ilościach obliczonych na podstawie zawartości fosforu oznaczonej w ściekach. Po dodaniu PIX-u mieszać z szybkością 100 obr/min. Zmniejszyć ilość obrotów do 10 na minutę w ciągu 15 minut. Próby pozostawić do sedymentacji przez ok. 30 minut. W trakcie opadania dokonać oceny prób co do szybkości opadania zawiesin i mętności. W próbach po sedymentacji oznaczyć pH, zawartość fosforu, żelaza i chlorków. Badanie wpływu odczynu na proces usuwania fosforu: Do czterech zlewek zawierających 1 dm ³ badanych ścieków dodać HCl lub NaOH w celu uzyskania zróżnicowania pH( 5-11). Dodać dawkę PIX-u. Po dodaniu PIX-u mieszać z szybkością 100 obr/min. Zmniejszyć ilość obrotów do 10 na minutę w ciągu 15 minut. Próby pozostawić do sedymentacji przez ok. 30 minut. W trakcie opadania dokonać oceny prób co do szybkości opadania zawiesin i mętności. W próbach po sedymentacji oznaczyć pH, zawartość fosforu, żelaza i chlorków. Ustalenie wpływu polieletrolitu na usuwanie fosforu:Do czterech zlewek zawierających 1 dm ³ badanych ścieków dodać optymalną dawkę PIX-u. Do pierwszej próby (próba porównawcza) nie dodawać polieletrolitu, natomiast do kolejnych dodać wzrastającą liczbę czynnika wspomagającego.