Najważniejsze dokonania oraz wnioski płynące z niniejszej rozprawy doktorskiej przedstawiono w punktach.
1. Łuszczyny słonecznika, łupiny orzecha włoskiego i pestki śliw mogą być skutecznie wykorzystywane do usuwania jonów Pb2+
i Cd2+ z modelowych roztworów wodnych w układach jedno- i dwuskładnikowych. Uzyskane wyniki dają nadzieję na możliwość zastosowana tych sorbentów do oczyszczania próbek rzeczywistych z metali toksycznych i stanowią podstawę do tego typu dalszych badań.
2. Dla badanego zakresu stężeń i przyjętych warunków procesu sorpcji w układach jednoskładnikowych, największą wydajność sorpcji, zarówno w przypadku jonów Pb2+ jak i Cd2+, osiągnięto dla łuszczyn słonecznika. Wyniosła ona odpowiednio 89,38 − 96,30% dla jonów Pb2+ oraz 81,75 − 93,02% dla jonów Cd2+. Dla pozostałych materiałów sorpcja jest niższa, ale również zadowalająca (tabele 33 − 35).
3. Interpretacja otrzymanych wyników w oparciu o najbardziej popularne modele izoterm adsorpcji − Langmuira i Freundlicha również potwierdza, iż najlepszym sorbentem jonów Pb2+
i Cd2+, spośród badanych, są łuszczyny słonecznika. Materiał ten cechuje się największą wartością parametru qmax i b izotermy Langmuira oraz
parametru K izotermy Freundlicha. W tym przypadku stała qmax, wyrażająca pojemność monowarstwy, przyjęła wartość 36,93 mg/g dla jonów Pb2+
i 19,93 mg/g dla jonów Cd2+
, a parametr b, określający powinowactwo do usuwanych jonów, odpowiednio 0,1512 dm3/mg i 0,2264 dm3/mg (tabele 36 i 37). Z kolei współczynnik
K wyniósł 4,43 dm3/mg dla jonów Pb2+
i 3,10 dm3/mg dla jonów Cd2+ (tabele 38 i 39).
4. Zdolności sorpcyjne łupin orzecha włoskiego i pestek śliwek w stosunku do jonów Pb2+ są niższe i zbliżone do siebie. Stała qmax przyjmuje wartości 23,08 mg/g dla łupin orzecha włoskiego i 21,23 mg/g dla pestek śliwek. Natomiast współczynnik
b - 0,03343 dm3/mg oraz 0,03457 dm3/mg (tabela 36). Wartości stałej K są także porównywalne (tabela 38). W przypadku jonów Cd2+
sytuacja jest podobna. Pestki śliwek i łupiny orzecha włoskiego mają nieco niższą maksymalną pojemność
5.PODSUMOWANIE I WNIOSKI
dla nich wartości 0,0777 dm3/mg (pestki śliwek) i 0,0327 dm3/mg (łupiny orzecha włoskiego). Wynika stąd, że łupiny orzecha włoskiego cechuje najniższe powinowactwo w stosunku do jonów Cd2+
(tabela 37).
5. Łuszczyny słonecznika charakteryzują się najlepszymi zdolnościami kationowymiennymi. W przypadku łupin orzecha włoskiego i pestek śliwek wartości CEC są znacznie niższe. Zgodnie z podziałem zlecanym przez Europejskie Biuro ds. Gleb, łuszczyny słonecznika należy zaliczyć do materiałów o średnich właściwościach kationowymiennych. Natomiast pozostałe, badane sorbenty, mają niskie zdolności kationowymienne.
Z zestawienia uzyskanych wyników z przykładowymi danymi literaturowymi (tabele 40 i 41) wynika, iż łuszczyny słonecznika cechują się wartością CEC zbliżoną np. do iłów poznańskich oraz skał montmorylonitowych, które są uważane za cenne sorbenty mineralne występujące w naszym kraju.
Wyniki potwierdzają również, że ściana komórkowa biomasy może posiadać grupy funkcyjne związane już z jonami metali lekkich, np.: K+
, Ca2+, Mg2+, które są wypieranie przez jony Pb2+ i Cd2+ znajdujące się w oczyszczanym roztworze.
6. Proces sorpcji jonów Pb2+ i Cd2+ na badanych sorbentach organicznych zależy od masy sorbentu. Dla wszystkich materiałów stopień usunięcia jonów Pb2+ i Cd2+ z roztworów wodnych rośnie ze wzrostem masy sorbentu, aż do uzyskania maksimum przy naważce 0,5 g. Dalsze zwiększanie masy naważek nie powoduje znaczącej zmiany stopnia redukcji badanych jonów (rysunki 40 i 41). Przypuszczalnie, jest to związane ze zjawiskiem agregacji cząstek sorbentów w roztworze, które może ograniczać jonom metali dostęp do centrów aktywnych, znajdujących się na powierzchni sorbentów (Uluozlu i in., 2008).
7. Otrzymane wyniki potwierdzają ścisłą zależność między wartością pH oczyszczanych roztworów, a skutecznością usuwania jonów Pb2+
i Cd2+ na badanych sorbentach. We wszystkich przypadkach maksimum sorpcji osiągnięto przy pH równym 4,0 (rysunki 42 i 43).Wydajność procesu sorpcji w roztworach o pH poniżej i powyżej 4,0 jest niższa. Obserwowany spadek sorpcji, najprawdopodobniej związany jest z różnym ładunkiem gromadzącym się na powierzchni badanych
(Bansal i Goyal, 2009). W przypadku badanych materiałów, potwierdzeniem obecności powierzchniowych grup funkcyjnych (m.in. grup karboksylowych, fenolowych, hydroksylowych) mogą być widma IR przedstawione w rozdziale 4.2.1.2.
8. Wykazano również, że zarówno w przypadku sorpcji jonów Pb2+ jak i Cd2+, dla wszystkich badanych materiałów, wraz ze wzrostem temperatury w zakresie od 293 K do 313 K (od 20 ºC do 40 ºC) następuje obniżenie ich zdolności sorpcyjnych (rysunki 46 i 47). Spadek wydajności sorpcji może być wynikiem niszczenia centrów aktywnych obecnych na powierzchni badanych sorbentów lub przesunięcia równowagi procesu na korzyść desorpcji jonów Pb2+
i Cd2+ z powierzchni do roztworu (Uluozlu i in., 2008). Ponadto, w wyższej temperaturze zwiększa się energia kinetyczna cząstek adsorbowanych, co może utrudniać im przyłączenie do powierzchni.
9. Obliczone wartości funkcji termodynamicznych wskazują, że sorpcja jonów Pb2+ i Cd2+ na badanych materiałach jest procesem samorzutnym (ΔGº<0) i egzotermicznym (ΔHº<0) (tabele 24 − 26).
10. Badania kinetyki sorpcji wskazują, iż dla wszystkich materiałów stopień redukcji jonów Pb2+
i Cd2+ z roztworów stopniowo wzrasta wraz z wydłużaniem czasu kontaktu faz roztwór - sorbent w przedziale czasowym od 5 do 45 minut (rysunki 50 i 51). Po upływie 45 minut nie obserwuje się znaczących zmian w wydajności sorpcji. Zatem można wnioskować, iż zaczyna się ustalać równowaga badanych procesów. Zaobserwowano jednak, iż w pewnych przypadkach układ osiąga stan równowagi dopiero po czasie 60 minut. Jest to związane z niewielkimi różnicami (rzędu 1%) w wydajności sorpcji między czasem kontaktu równym 45 a 60 minut. W związku z tym przyjęto, iż równowaga ustala się po 60 minutach.
11. Badane procesy sorpcji jonów Pb2+ i Cd2+ prawdopodobnie są procesami dyfuzyjnymi, których wydajność można zwiększyć stosując mieszanie, ale tylko do pewnego momentu. Zbyt duża prędkość mieszania obniża sorpcję (rysunki 52 − 53). Może to być związane z utrudnieniem dostępu usuwanych jonów do powierzchni sorbentu lub przesunięciem równowagi badanych procesów w kierunku procesu desorpcji.
5.PODSUMOWANIE I WNIOSKI
12. W celu określenia morfologii powierzchni „surowych” łuszczyn słonecznika, łupin orzecha włoskiego i pestek śliwek wykonano badania z wykorzystaniem elektronowego mikroskopu skaningowego (SEM). W przypadku łuszczyn słonecznika, obrazy SEM powierzchni wskazują na ich strukturę włóknistą (rysunek 5 d). W przekroju poprzecznym cząstki uwidacznia się z kolei struktura plastra miodu (rysunki 7 b i 13 b). Powierzchnia obserwowanego sorbentu jest spękana w wielu miejscach i chropowata (rysunki 5 a, c i 6 a). Można zauważyć także na niej ślady substancji mineralnej, czego dowodem są uzyskane widma EDS (np. na rysunku 6 b). Z analizy chemicznej w mikroobszarze wynika również, iż substancja mineralna składa się m.in. z takich pierwiastków jak: potas, krzem, magnez, chlor. Wyklucza ona obecność ołowiu i kadmu w materiale „surowym”.
Łupiny orzecha włoskiego, charakteryzują się całkiem inną strukturą powierzchni niż łuszczyny słonecznika. Nie jest to struktura równoległych włókien. Z analizy zdjęć morfologii próbek „surowych” łupin orzecha włoskiego wynika, że mają one strukturę „gąbczastą” (rysunki 14; 15 a). Na niektórych zdjęciach udało się także zobrazować obecność maleńkich porów (rysunki 18 a; 19 a). W przypadku orzecha zaobserwowano również, że jednym ze składników budulcowych skorupki jest wapń, co potwierdza widmo EDS na rysunku 15 b. Analiza widma wyklucza występowanie ołowiu i kadmu w materiale „surowym”.
Pestki śliwek posiadają powierzchnię podobną do tej, którą obserwowano dla łuszczyn słonecznika. Przypomina ona strukturę warstwową i wykazuje znaczną chropowatość. Cechą, która łączy pestki śliwek i łupiny orzecha włoskiego jest występowanie charakterystycznych porów na ich powierzchni (rysunki 22 b; 23 a; 26; 27 a). Wydaje się, że w przypadku pestek śliwek ilość tych porów jest znacznie większa niż dla łupin orzecha. Powierzchnia łuszczyn słonecznika pozbawiona jest tego typu struktury. Na powierzchni badanego sorbentu widoczna jest także substancja mineralna. Wykonana analiza chemiczna mikroobszaru wskazuje na obecność m.in. wapnia (widmo na rysunku 23). Na widmach EDS materiału „surowego” również nie zaobserwowano pików pochodzących od ołowiu i kadmu. Badania mikostrukturalne wykonane dla materiałów po procesie sorpcji w układach
Odmienna sytuacja zdaje się mieć miejsce w przypadku łuszczyn słonecznika oraz łupin orzecha włoskiego w układach dwuskładnikowych. Tu, na zarejestrowanych obrazach, obserwowano również mikrostrącania.
13. Chemiczną strukturę badanych sorbentów naturalnych określono metodą spektrometrii absorpcyjnej w podczerwieni (FTIR), analizy elementarnej oraz metodą XRF. Z analizy zarejestrowanych widm wynika, iż badane materiały organiczne mają złożoną strukturę chemiczną i składają się z wielu związków organicznych. Wśród powierzchniowych grup funkcyjnych przypuszczalnie dominują głównie grupy O-H (z alkoholi, fenoli, kwasów karboksylowych), karbonylowe grupy C=O (związków karboksylowych, estrów, ketonów, aldehydów itd.) oraz grupy aminowe czy amidowe. Otrzymane widma mogą stanowić potwierdzenie, że badane procesy sorpcji zachodzą zgodnie z mechanizmem wymiany jonowej.
Analiza elementarna wykazała, że spośród badanych sorbentów, największą zawartość węgla (49,91%) i wodoru (5,93%) mają pestki śliwek. Najwięcej azotu (1,59%) zawierają łuszczyny słonecznika. Zawartość siarki we wszystkich badanych materiałach jest znikoma, dlatego nie udało się jej oznaczyć zastosowaną metodą. Otrzymane wyniki XRF potwierdzają jednoznacznie, że w skład badanych sorbentów wchodzą, m.in. takie pierwiastki jak: Ca, Mg, Si, K, P. We wszystkich materiałach obserwuje się znaczącą ilość wapnia. W przypadku pestek śliwek i łupin orzecha włoskiego jest to ok. 42% zawartości wszystkich pierwiastków poza elementarnymi a dla łuszczyn słonecznika ok. 23%. W przypadku łuszczyn słonecznika uzyskano największą zawartość procentową potasu (ok. 45% udziału w pierwiastkach nieelementarnych).
Wyniki metody XRF dla badanych sorbentów pokrywają się z wynikami w mikroobszarze (widma EDS). Można zatem przypuszczać, że ściana komórkowa biomasy posiada grupy funkcyjne związane już z jonami metali lekkich, np.: K+
, Ca2+, Mg2+ i zachodzi wypieranie tych jonów przez jony Pb2+ i Cd2+, znajdujące się w oczyszczanym roztworze.
14. Sorpcję jonów Pb2+ i Cd2+ w układach dwuskładnikowych badano na wytypowanym sorbencie, czyli łuszczynach słonecznika. Procesy przeprowadzono
5.PODSUMOWANIE I WNIOSKI
stężeń wyniósł 1:1. Dla badanego zakresu stężeń i warunków procesu w przypadku jonów Pb2+
redukcja ich zawartości w roztworze wynosiła 74,84 − 97,73% a dla jonów Cd2+
81,33 − 98,56% (tabela 42). Maksymalna pojemność sorpcyjna łuszczyn słonecznika w stosunku do jonów Pb2+
wyniosła 24,43 mg/g a w przypadku jonów Cd2+ 19,54 mg/g (tabele 43 i 44). Otrzymane wyniki potwierdzają, że łuszczyny słonecznika równie skutecznie usuwają jony Pb2+
i Cd2+ zarówno z jedno- jak i dwuskładnikowych roztworów.
Wykazano również wyraźny wpływ jonów Cd2+ na sorpcję jonów Pb2+, co przejawia się w obniżeniu pojemności sorpcyjnej sorbentu. Odwrotnej zależności nie zaobserwowano.
15. W pracy sprawdzono możliwość regeneracji wytypowanych sorbentów (łuszczyn słonecznika i łupin orzecha włoskiego) za pomocą kwasu azotowego(V) i kwasu solnego. Ponadto porównano wydajność procesu desorpcji jonów Pb2+
i Cd2+ z powierzchni tych sorbentów w układach jedno- i dwuskładnikowych, przy zachowaniu jednakowych warunków procesu. Wykazano możliwość wielokrotnego wykorzystania badanych sorbentów do usuwania jonów Pb2+ i Cd2+ z roztworów wodnych bez utraty ich zdolności sorpcyjnych oraz możliwość odzysku metali toksycznych (roztwory po regeneracji zatężano).
W przypadku łuszczyn słonecznika, desorpcja jonów Pb2+
za pomocą roztworów kwasu azotowego(V) i kwasu solnego wynosiła odpowiednio 84,61% i 69,33% w układach jednoskładnikowych oraz 85,33% i 76,06% dla układów dwuskładnikowych. Wydajność desorpcji jonów Cd2+
wyniosła 68,08% dla HCl oraz 51,03 % dla HNO3 w układach jednoskładnikowych i 28,09% oraz 30,84% w układach dwuskładnikowych (rysunek 78).
Dla łupin orzecha włoskiego desorpcja jonów Pb2+
z użyciem kwasu azotowego(V) i kwasu solnego wynosiła odpowiednio 93,37% i 94,02% w układach jednoskładnikowych oraz 91,45% i 91,18% dla układów dwuskładnikowych. Z kolei jony Cd2+ desorbowały się z wydajnością 39,78% dla HCl oraz 42,28% dla HNO3 w układach jednoskładnikowych i 25,88% oraz 24,68% dla układów dwuskładnikowych (rysunek 79).
Proces desorpcji jonów Pb2+
i Cd2+ z powierzchni badanych sorbentów zachodzi stosunkowo szybko. W jednym i drugim przypadku równowagę procesu desorpcji osiągano po czasie ok. 30 min.
Na podstawie dotychczas wykonanych doświadczeń nie zaobserwowano wyraźnego wpływu obecności jonów Cd2+
na desorpcję jonów Pb2+. Natomiast stwierdzono znaczny niekorzystny wpływ obecności jonów Pb2+
na proces desorpcji jonów Cd2+, co wymaga dalszych badań.
Wykazano, że desorpcja jonów Pb2+
z powierzchni łupin orzecha włoskiego w układach jedno- i dwuskładnikowych jest bardziej wydajna, niż w przypadku łuszczyn słonecznika. Dla jonów Cd2+
uzyskano odwrotną zależność – łatwiej jest zregenerować łuszczyny słonecznika.
16. W podjętej próbie aktywacji powierzchni łuszczyn słonecznika metodami chemicznymi i fizycznymi zamierzony efekt uzyskano tylko w przypadku autoklawowania, czego dowodem jest widmo IR (rysunek 80) oraz wartości stałej
qmax izotermy Langmuira (tabele 49 i 50).
17. Na podstawie uzyskanych wyników badań, można stwierdzić, iż łuszczyny słonecznika są najlepszym sorbentem (spośród badanych) i mogą być skutecznie wykorzystywane do oczyszczania roztworów wodnych z toksycznych jonów Pb2+ i Cd2+.
18. Materiały organiczne, będące przedmiotem badań są łatwo dostępne w Polsce i często stanowią zbędny odpad z przemysłu spożywczego i rolniczego. Istnieje zatem możliwość ich zagospodarowania a tym samym zwrócenia uwagi na nowe i tanie sorbenty o wysokiej zdolności sorpcyjnej, zwłaszcza w stosunku do jonów metali toksycznych. Daje to szansę na wprowadzenie coraz lepszych metod usuwania substancji toksycznych ze środowiska wodnego.
LITERATURA
LITERATURA
1. ABO-FARHA S. A., ABDEL-AAL A.Y., ASHOUR I.A., GARAMON S.E.: Removal of some heavy metal cations by synthetic resin purolite C100. Journal of Hazardous Materials, 2009, 169, 190 – 194.
2. ALVAREZ M. T., CRESPO C., MATTIASSON B.: Precipitation of Zn(II), Cu(II) and Pb(II) at bench-scale using biogenic hydrogen sulphide from the utilization of volatile fatty acids. Chemosphere, 2007, 66, 1677 − 1683.
3. ÁLVAREZ-AYUSO E., GARCÍA-SÁNCHEZ A., QUEROL X.: Purification of metal electroplating wastewaters using zeolites. Water Research, 2003, 37, 4855 − 4862.
4. APOLINARSKA K.,GRZEBISZ W., POTARZYCKI J.: Ołów w glebie – stabilizować czy remediować? Materiały z XIV Międzynarodowej Konferencji Naukowo-Technicznej „Inżynieria środowisk w eksploatacji kompleksów wojskowych”. Zakopane 2000, (ed.) J. Wasilczuk, I. Wasilczuk, 11 − 17.
5. APIRATIKUL R., PAVASANT P.: Batch and column studies of biosorption of heavy metals by Caulerpa lentillifera. Bioresource Technology, 2008, 99, 2766–2777.
6. ARGUN M. E.,DURSUN S.,KARATAS M.: Removal of Cd(II), Pb(II), Cu(II) and Ni(II) from water using modified pine bark. Desalination, 2009, 249, 519 − 527.
7. AZOUAOU N., SADAOUI Z., DJAAFRI A., MOKADDEM H.: Adsorption of cadmium from aqueous solution onto untreated coffee grounds: Equilibrium, kinetics and thermodynamics. Journal of Hazardous Materials, 2010, 184, 126 − 134.
8. BABIĆ B. M., MILONJIĆ S. K., POLOVINA M. J., ĈUPIĆ S., KALUDJEROVIĆ B. V.: Adsorption of zinc, cadmium and mercury ions from aqueous solutions on an activated carbon cloth. Carbon, 2002, 40, 1109 − 1115.
9. BACCAR R., BOUZID J.,FEKI M.,MONTIEL A.: Preparation of activated carbon from Tunisian alive-waste cakes and its application for adsorption of heavy metal ions. Journal of Hazardous Materials, 2009, 162, 1522 − 1529.
11. BANSAL R. CH., GOYAL M.: Adsorpcja na węglu aktywnym. Wydawnictwo Naukowo-Techniczne, Warszawa 2009.
12. BIELAŃSKI A.: Podstawy chemii nieorganicznej. Tom 1. Polskie Wydawnictwo Naukowe, Warszawa 2006.
13. BIELAŃSKI A.: Podstawy chemii nieorganicznej. Tom 2. Polskie Wydawnictwo Naukowe, Warszawa 2007.
14. BLÁZQUEZ G.,MARTÍN-LARA M. A.,TENORIO G.,CALERO M.: Batch biosorption of lead(II) from aqueous solutions by olive tree pruning waste: Equilibrium, kinetics and thermodynamic study. Chemical Engineering Journal, 2011, 168, 170 − 177.
15. BONDA E., WŁOSTOWSKI T., KRASOWSKA A.: Metabolizm i toksyczność kadmu u człowieka i zwierząt. Kosmos – Problemy Nauk Biologicznych, 2007, 56, 87 − 97.
16. BOUDRAHEM F.,AISSANI-BENISSAD F.,AΪT-AMAR H.: Batch sorption dynamics and equilibrium for the removal of lead ions from aqueous phase using activated carbon developed from coffee residue activated with zinc chloride. Journal of Environmental Management, 2009, 90, 3031 − 3039.
17. BOŻĘCKA A.,SANAK-RYDLEWSKA S.: Porównanie regeneracji łuszczyn słonecznika i łupin orzecha włoskiego po procesie sorpcji jonów Pb2+
i Cd2+ z modelowych roztworów wodnych w układach jedno- i dwuskładnikowych. Innowacyjne i przyjazne dla środowiska techniki i technologie przeróbki surowców mineralnych: bezpieczeństwo – jakość – efektywność: praca zbiorowa: monografia, red. nauk. A. Klich, A. Kozieł; KOMAG, 2012, 409–421.
18. BOŻĘCKA A.,SANAK-RYDLEWSKA S.: Sorption of Pb2+ ions from aqueous solutions on organic wastes (Part I). Archives of Mining Sciences, 2013 a, praca przyjęta do druku.
19. BOŻĘCKA A., SANAK-RYDLEWSKA S.: Study of chemical structure of natural sorbents used for removing of Pb2+ ions from model aqueous solutions (Part II). Archives of Mining Sciences, 2013 b, praca przyjęta do druku.
LITERATURA
20. CHARERNTANYARAK L.: Heavy metals removal by chemical coagulation and precipitation. Water Science and Technology, 1999, 39, 135 − 138.
21. CHEŁCHOWSKA M., GAJEWSKA J., AMBROSZKIEWICZ J., LASKOWSKA-KLITA T., BULSKA E. J., LEIBSCHANG J., SZYMAŃSKI M., BARCISZEWSKI J.: Wpływ ołowiu na stężenie osoczowego białka ciążowego A (PAPP-A) u kobiet ciężarnych palących tytoń – badania wstępne. Przegląd Lekarski, 2006, 65, 470 − 473.
22. CHEN Q.Y., LUO Z., HILLS C., XUE G., TYRER M.: Precipitation of heavy metals from wastewater using simulated flue gas: sequent additions of fly ash, lime and carbon dioxide. Water Research, 2009 b, 43, 2605 − 2614.
23. CHOJNACKA K.: Biosorption and bioaccumulation – the prospects for practical applications. Environment International, 2010, 36, 299 − 307.
24. COON S.,STARK A.,PETERSON E.,GLOI A., KORTSHA G.,POUNDS J.: Whole-gody lifetime occupational lead exposure and risk of Parkinson’s disease. Environmental Health Perspectives, 2006, 114, 1872 − 1876.
25. CZECZOT H.,SKRZYCKI M.: Kadm – pierwiastek całkowicie zbędny dla organizmu. Postępy Higieny i Medycyny Doświadczalnej, 2010, 64, 38 − 49.
26. DOJLIDO J.: Chemia wód powierzchniowych. Wydawnictwo Ekonomia i Środowisko, Bydgoszcz 1995.
27. DAVIS T.A.,VOLESKY B.,MUCCI A.: A review of the biochemistry of heavy metal biosorption by brown algae. Water Research, 2003, 37, 4311 − 4330.
28. DURSKA G.: Stężenie ołowiu i kadmu w organizmie kobiet rodzących i noworodków oraz ocena ich wpływu na rozwój fizyczny dziecka. Annales Academiae Medicae Stetinensis, 2001, 47, 49 − 60.
29. FARINELLA N.V., MATOS G.D., ARRUDA M.A.Z.: Grape bagasse as a potential biosorbent of metals in effluent treatments. Bioresource Technology, 2007, 98, 1940 − 1946.
30. FAROOQ U.,KOZINSKI J. A.,KHAN M. A.,ATHAR M.: Biosorption of heavy metal ions using wheat based biosorbents – a review of the recent literature. Bioresource Technology, 2010, 101, 5043 − 5053.
31. FOUREST E.,ROUX J. C.: Heavy metal biosorption by fungal mycelial by-products: mechanism and influence of pH. Applied Microbiology and Biotechnology, 1992, 37, 399 − 403.
32. FRANUS M.: Zastosowanie glaukonitu do usuwania śladowych ilości metali ciężkich. Praca doktorska. Lublin 2010. Niepublikowana.
33. FRANUS W., BAJDA T., MANECKI M.: Potential use of clinoptilolite-smectite claystones from the Outer Flysh Carpathians (Poland) for remediation. Acta Mineralogica-Petrographica, 2000, 41, B, 26.
34. FU F.,WANG Q.: Removal of heavy metal ions from wastewater: A review. Journal of Environmetal Mamagement, 2011, 92, 407 – 418.
35. GAĆ P., WALISZEWSKA M., ZAWADZKI M., PORĘBA R., ANDRZEJAK R.: Neurologiczne skutki zawodowej ekspozycji na ołów. Bezpieczeństwo Pracy, 2008, 7 − 8, 14 − 17.
36. GALA (BOŻĘCKA) A., HOŁDA A., KISIELOWSKA E., MŁYNARCZYKOWSKA A., SANAK-RYDLEWSKA S.: Technologia wody i ścieków. Ćwiczenia laboratoryjne. Część II. Kraków, Wydawnictwa AGH, 2011.
37. GALA (BOŻĘCKA) A., SANAK-RYDLEWSKA S.: The use of organic waste for removing Pb2+ ions from aqueous solutions. Mineral Resources Management, 2009, 25, 2, 47–59.
38. GALA (BOŻĘCKA) A., SANAK-RYDLEWSKA S.: Sorpcja jonów metali toksycznych z roztworów wodnych – przegląd literatury. Górnictwo i Geoinżynieria, 2010 a, 34, 4/1, 49 − 59.
39. GALA (BOŻĘCKA) A., SANAK-RYDLEWSKA S.: Sorpcja jonów Pb2+ z roztworów wodnych na łupinach orzecha włoskiego. Przemysł Chemiczny, 2010 b, 89, 9, 1225–
LITERATURA
40. GALA (BOŻĘCKA)A.,SANAK-RYDLEWSKA S.: A comparison of Pb2+ sorption from aqueous solutions on walnut shells and plum stones. Polish Journal of Environmental Studies, 2011 a, 20, 4, 877–883.
41. GALA (BOŻĘCKA)A.,SANAK-RYDLEWSKA S.: Removal of Pb2+ ions from aqueous solutions on plum stones crushed to particle size below 0,5 mm. Archives of Mining Sciences, 2011 b, 56, 1, 71 − 80.
42. GALA (BOŻĘCKA) A., SANAK-RYDLEWSKA S.: Wykorzystanie łupin orzecha włoskiego do usuwania jonów Cd2+
z roztworów wodnych. Przemysł Chemiczny, 2012, 91, 4, 531–536.
43. GAWĘDA E.: Kadm i jego związki w środowisku pracy – zagrożenia, ocena ryzyka zawodowego. Bezpieczeństwo Pracy, 2003, 10, 17 − 19.
44. GHODBANE I.,NOURI L.,HAMDAOUI O., CHIHA M.: Kinetic and equilibrium study for the sorption of cadmium(II) ions from aqueous phase by eucalyptus bark. Journal of Hazardous Materials, 2008, 152, 148 − 158.
45. GHOSH P.,SAMANTA A. N.,RAY S.: Reduction of COD and removal of Zn2+ from rayon industry wastewater by combined electro-fenton treatment and chemical precipitation. Desalination, 2011, 266, 213 − 217
.
46. GŁADYSZ-PŁASKA A., KOWALSKA-TERNES M., MAJDAN M.: Adsorpcja jonów toksycznych matali na zeolitach. Przemysł Chemiczny, 2000, 79/9, 298 − 301.
47. GOCH A., GOCH J.H.: Rola ołowiu w patogenezie nadciśnienia tętniczego. Polski Merkuriusz Lekarski, 2005, 18, 351 − 353.
48. GORELL J. M., JOHNSON C. C., RYBICKI B. A., PETERSON E. L., KORTSHA G. X., BROWN G. G.: Occupational exposures to metals as risk factors for Parkinson’s disease. Neurology, 1997, 48, 650 − 658.
49. GRANOPS M., KALETA J.: Technologia wody. Laboratorium. Rzeszów, Oficyna Wydawnicza Politechniki Rzeszowskiej 2004.
50. GUPTA S., KUMAR D., GAUR J. P.: Kinetic and isotherm modeling of lead(II) sorption onto some waste plant materials. Chemical Engineering Journal, 2009, 148, 226 − 233.
51. HAN R., ZHANG J., ZOU W., SHI J., LIU H.:Equilibrium biosorption isotherm for lead ion on chaff. Journal of Hazardous Materials, 2005, 125, 266 − 271.
52. IGNATOWICZ K.: Zastosowanie sorpcji na odpadowych materiałach naturalnych do ograniczania migracji pestycydów z mogilników. Przemysł Chemiczny, 2008, 87, 5, 464 – 466.
53. JAREMKO D.:Sorpcja oraz specjacja baru i strontu w wybranych ornych glebach płowych Wysoczyzny Siedleckiej, Praca doktorska. Siedlce 2010. Niepublikowana.
54. JAWORSKA H.: Profilowa dystrybucja oraz mobilność ołowiu i kadmu w glebie uprawnej o zróżnicowanym uziarnieniu. Ochrona środowiska i zasobów naturalnych, 2009, 40, 65 − 69.
55. JOHNSON F.M.: The genetic effects of environmental lead. Mutation Research, 1998, 410, 123 − 140.
56. KABATA-PENDIAS A., PENDIAS H.: Biogeochemia pierwiastków śladowych. Państwowe Wydawnictwo Naukowe, Warszawa 1999.
57. KADIRVELU K., NAMASIVAYAM C.: Activated carbon from coconut coirpith as metal adsorbent: adsorption of Cd(II) from aqueous solution. Advances in Environmental Research, 2003, 7, 471 − 478.
58. KAPICA J.,LENDZION-BIELUŃ Z.,MORAWSKI A. W.: Badania adsorpcji Cu2+ i Pb2+ na węglu aktywnym WD-ekstra. Gaz, Woda i Technika Sanitarna, 2002, 3, 100 − 103.
59. KAZEMIPOUR M., ANSARI M., TAJROBEHKAR S., MAJDZADEH M.,KERMANI H. R.: Removal of lead, cadmium, zinc, and copper from industrial wastewater by carbon developed from walnut, hazelnut, almond, pistachio shell, and apricot stone. Journal of Hazardous Materials, 2008, 150, 322 − 327.
LITERATURA
60. KIM D-W.,KIM K-Y.,CHOI B-S.,YOUN P.,RYU D-Y.,KLAASSEN C.D,PARK J-D.: Regulation of metal transporters by dietary iron, and the relationship between body iron levels and cadmium uptake. Archives of Toxicology, 2007, 81, 327–334.
61. KOCAOBA S.: Comparison of Amberlite IR 120 and dolomite's performances for removal of heavy metals. Journal of Hazardous Materials, 2007, 147, 488 − 496.
62. KOCAOBA S.,AKCIN G.: Removal of chromium(III) and cadmium(II) from aqueous solutions. Desalination, 2005, 180, 151 − 156.
63. KOBYA M., DEMIRBAS E., SENTRUK E.,INCE M.: Adsorption of heavy metals ions from aqueous solution by activated carbon prepared from apricot stone. Bioresource Technology, 2005, 96, 1518 − 1521.
64. KRZYWY I.,KRZYWY E.,PASTUSZAK-GABINOWSKA M., BRODKIEWICZ A.: Ołów – czy jest się czego obawiać? Annales Academiae Medicae Stetinensis, 2010, 56 (2), 118 − 128.
65. KURNIAWAN T.A., CHAN G.Y.S., WAI-HUNG L., SANDHYA B.: Physico-chemical treatment techniques for wastewater laden with heavy metals. Chemical Engineering Journal, 2006, 118, 83 − 98.
66. LABIJAK H.: Technologia wody. Ćwiczenia laboratoryjne, Wydawnictwo Politechniki Poznańskiej, Poznań 2004.
67. LEWIS A. E.:Review of metal sulphide precipitation. Hydrometallurgy, 2010, 104, 222 – 234.
68. LEYVA-RAMOS R., JACOME L. A. B., BARRON J. M, RUBIO L. F., CORONADO
R. M. G.: Adsorption of zinc(II) from aqueous solution onto activated carbon. Journal of Hazardous Materials, 2002, B90, 27 − 38.
69. LEYVA-RAMOS R.,RANGEL-MANDEZ J. R.,MENDOZA-BARRON J.,FUENTES-RUBIO
L., GUERRERO-CORONADO R. M.: Adsorption of cadmium(II) from aqueous solution onto activated carbon. Water Science Technology, 1997, 35 (7), 205 − 211.
71. MACHIDA M., FOTOOHI B., AMAMO Y., MERCIER L.: Cadmium(II) and lead(II)