WPROWADZENIEZmniejszające się zasoby wód podziemnych oraz stałe pogarszanie się jakości wód powierzchniowych stawiają przed technologami coraz trudniejsze wyzwania w kwestii prawidłowego uzdatniania wód na cele konsumpcyjne. W wodach po

205

Inżynieria Ekologiczna Nr 24, 2011

Milena Grzegorczuk-Nowacka, Anna M Anielak

WpŁYW JONÓW żeLAZA NA ADSOrpcJę KWASÓW fULWOWYcH NA WęgLU AKtYWNYM

Streszczenie. Substancje humusowe są naturalnymi związkami organicznymi, powszechnie wystę- pującymi w wodach powierzchniowych. Ich obecność w uzdatnianych wodach powoduje wiele pro- blemów związanych z powstawaniem ubocznych produktów dezynfekcji i utleniania (UPDiU), o charakterze rakotwórczym i mutagennym. Najlepszą metodą uniknięcia negatywnych skutków de- zynfekcji wody jest usuwanie z niej substancji organicznych. Dlatego wody powierzchniowe podda- wane są, między innymi, koagulacji, a następnie adsorpcji, np. na węglu aktywnym. Celem przepro- wadzonych badań było określenie wpływu jonów żelaza na proces adsorpcji kwasów fulwowych na węglu aktywnym Norit ROW 0,8 Supra. Zachodzący mechanizm zinterpretowano na podstawie ad- sorpcji hydroksokompleksów żelaza powstających w środowisku wodnym.

Słowa kluczowe: kwasy fulwowe, adsorpcja, węgiel aktywny, izotermy adsorpcji.

WPROWADZENIE

Zmniejszające się zasoby wód podziemnych oraz stałe pogarszanie się jakości wód powierzchniowych stawiają przed technologami coraz trudniejsze wyzwania w kwestii prawidłowego uzdatniania wód na cele konsumpcyjne. W wodach po- wierzchniowych, obok organicznych zanieczyszczeń pochodzenia antropogeniczne- go, takich jak pestycydy, fenole i surfaktanty, mogą występować naturalne związki organiczne. Substancje humusowe mogą stanowić do 90% naturalnej rozpuszczonej w wodzie materii organicznej [11]. Jednocześnie substancje te są prekursorami ubocznych produktów utleniania i dezynfekcji, takich jak trihalometany (THM), kwasy halooctowe, 3-chloro-4-(dichlorometylo)-5-hydroksy-2(5H)- furanon (MX), 2-chloro-5-oksy-3-hekseno diacyl chlorku (COHC) i inne [1]. Szacuje się, że dotych- czas odkryto zaledwie około 40% wszystkich ubocznych produktów utleniania, z których większość zakwalifikowano jako potencjalnie niebezpieczne dla zdrowia człowieka [6]. Dezynfekcja jest ostatnim procesem układu technologicznego, mają- cym na celu zniszczenie mikroorganizmów oraz zabezpieczenie wody przed wtór- nym skażeniem w sieci wodociągowej. W latach 1961-1990 Światowa Organizacja

Milena GRZEGORCZUK-NOWACKA – Politechnika Koszalińska, Wydział Budownictwa i Inżynierii Środowiska, Katedra Technologii Wody i Ścieków

Anna M. ANIELAK – Politechnika Krakowska, Wydział Inżynierii Środowiska, Instytut

Zaopatrzenia w Wodę i Ochrony Środowiska

Zdrowia rejestrowała od 29000 do 112000 zakażeń cholerą rocznie [10]. Według Rozporządzenia Ministra Środowiska z dnia 27 listopada 2002 r w sprawie wyma- gań, jakim powinny odpowiadać wody powierzchniowe wykorzystywane do zaopa- trzenia ludności w wodę przeznaczoną do spożycia, bez względu na jej jakość, woda powierzchniowa powinna być poddawana dezynfekcji. Ze względu na konieczność ochrony ludności przed skażeniem mikroorganizmami, zalecenie to jest jak najbar- dziej uzasadnione. Jednocześnie, usuwanie ubocznych produktów dezynfekcji i utle- niania (UPDiU) jest trudne. Na przykład zastosowanie adsorpcji na węglu aktyw- nym może prowadzić do wtórnego skażenia wody poprzez mikroorganizmy zasiedlające złoże.

Substancje humusowe to zróżnicowana grupa związków organicznych, które sys- tematyzuje się najczęściej na podstawie ich rozpuszczalności w różnego typu rozpusz- czalnikach. Pierwszy podział obejmuje kwasy humusowe – rozpuszczalne w rozcień- czonych kwasach lub zasadach oraz ulminy i huminy – nie rozpuszczalne ani w rozcieńczonych kwasach, ani w rozcieńczonych zasadach. Kwasy humusowe dzieli się na kwasy fulwowe (rozpuszczalne w wodzie, alkaliach, alkoholu i kwasach mine- ralnych), kwasy huminowe (rozpuszczalne w alkaliach, szczawianie i fluorku sodu, koagulujące przy pH <2) i kwasy hymatomelanowe (rozpuszczalne w alkoholu) [5].

Ze względu na swoją dużą rozpuszczalność, kwasy fulwowe stanowią najtrud- niejszą do usunięcia z wody frakcję substancji humusowych. Wykazują one jednak dużą zdolność do tworzenia kompleksów z metalami, które wpływają na ich wiel- kość cząsteczkową oraz wartość ładunku powierzchniowego, decydującego o prze- biegu wielu fizykochemicznych procesów. Dlatego też postanowiono zbadać wpływ jonów żelaza (III) na proces adsorpcji kwasów fulwowych na wybranym węglu ak- tywnym.

MATERIAłY I METODY Adsorbent

Adsorbentem użytym w badaniach był węgiel aktywny Norit ROW 0,8 Supra.

Jest to węgiel wytłaczany, otrzymywany z torfu i aktywowany parą wodną. Po- wierzchnia właściwa badanego węgla aktywnego określona metodą BET wynosi 1300 m2/g [9].

W badaniach procesu adsorpcji, znaczna część autorów przygotowuje adsor-

bent poprzez jego płukanie oraz suszenie w temperaturze 105-120°C [3,7,8]. Dla ba-

danego węgla zmierzono jego potencjał elektrokinetyczny w zależności od odczynu

i zastosowania wstępnego płukania i suszenia. Na rys. 1 przedstawiono wartości po-

tencjału elektrokinetycznego badanego węgla niepoddawanego płukaniu oraz płuka-

nego i suszonego w temperaturze 60 i 105°C. Jak można zaobserwować na wykresie,

już suszenie w temperaturze 60°C zmieniało właściwości węgla i przesunięcie punk-

tu izoelektrycznego z wartości ok. 7,2 do 5,0. W związku z wykazanym wpływem

207

Inżynieria Ekologiczna Nr 24, 2011

suszenia na właściwości hydrofilowe adsorbentu, w dalszych badaniach nie podda- wano go wstępnej obróbce. Kolejnym argumentem przemawiającym za pominięciem procedur wstępnego płukania i suszenia adsorbentu jest fakt, że w praktyce inży- nierskiej, węgle aktywne przed zastosowaniem nie są poddawane wstępnej obróbce.

Rys. 1. Potencjał elektrokinetyczny węgla Norit ROW 0,8 Supra Fig. 1. Electrokinetic potential of activated carbon Norit ROW 0,8 Supra

Adsorbat

Adsorbatem użytym w badaniach były kwasy fulwowe ekstrahowane z borowi- ny kołobrzeskiej. Zastosowano metodykę ekstrakcji opisaną przez Anielak i in. [2].

Roztwór kwasów fulwowych przygotowywano poprzez rozcieńczenie ekstraktu w wodzie dejonizowanej. Badania prowadzono przy pH 3,0, 6,5 i 9,0. Odczyn roz- tworu regulowano roztworami 0,1 i 0,05 M NaOH. Towarzyszącymi jonami były jo- ny żelaza (III) dodawane w postaci soli Fe(NO3)3·9H2O w ilości 5 mg/L Fe.

Modelowanie hydroksokompleksów

Rodzaj prawdopodobnie występujących w wodzie hydroksokompleksów żelaza określono za pomocą programu Równowagi jonowe, algorytmy, obliczenia i symula- cje komputerowe [13]. Modelowanie wykonano dla zakresu stężeń jonów od 0 do 5 mg/L. W pracy wykorzystano następujące stałe trwałości kompleksów logβ1=11,87;

logβ2=21,23; logβ3=25,10; logβ4=32,87; logβ5=34,40 [4].

208

Inżynieria Ekologiczna Nr 24, 2011

METODYKA BADAWCZA

Badania procesu adsorpcji przeprowadzono w warunkach statycznych, w kolbach stożkowych. Do roztworu adsorbatu w ilości V=200 mL i o stężeniu 5-50 mg/L KF dodawano węgiel aktywny (5 g/L). Proces prowadzono w stałej tem- peraturze, wynoszącej 22°C. Próbki wytrząsano przez 24 godz. na wytrząsarce ru- chem kołowym z prędkością 120 obr/min. Po tym czasie próbki odwirowywano na wirówce laboratoryjnej z prędkością 10000 obr/min przez 5 min. Ciecz nadosadową sączono przez sączek membranowy o wielkości porów 0,45 µm celem usunięcia po- zostałości węgla aktywnego. Tak przygotowane próbki badano na zawartość ogólne- go węgla organicznego oraz metalu.

Metody analityczne

Pomiar potencjału elektrokinetycznego adsorbentu wykonywano na dzetame- trze Zeta Pals firmy Brookhaven metodą czołowej analizy rozproszonego światła laserowego w szerokim zakresie zmian pH (3,0-11,0).

Pomiaru zawartości kwasów fulwowych dokonano metodą pośrednią, poprzez oznaczenie zawartości ogólnego węgla organicznego na analizatorze TOC-VCPH firmy Shimadzu.

Stężenie jonów metali oznaczano metodą spektrometrii absorpcji atomowej z atomizacją w płomieniu na spektrometrze AA-6300 firmy Shimadzu.

Otrzymane wyniki przedstawiono w postaci najczęściej stosowanych do opisu adsorp- cji z roztworów izoterm Freundlicha i Langmuira [12]. Izoterma Freundlicha ma postać:

(1) gdzie:

a – ilość substancji zaadsorbowanej,

k – stała empiryczna związana z pojemnością adsorpcyjną, c – stężenie równowagowe,

– współczynnik będący funkcją siły adsorpcji.

Izoterma Langmuira ma natomiast postać:

(2) gdzie:

a – ilość substancji zaadsorbowanej, am – pojemność monowarstwy,

k – stała empiryczna odpowiadająca stosunkowi prędkości adsorpcji do pręd- kości desorpcji,

c – stężenie równowagowe.

4 Rodzaj prawdopodobnie występujących w wodzie hydroksokompleksów żelaza okre ślono za pomocą programu Równowagi jonowe, algorytmy, obliczenia i symulacje komputerowe [13]. Modelowanie wykonano dla zakresu st ężeń jonów od 0 do 5 mg/L. W pracy wykorzystano następujące stałe trwałości kompleksów logβ 1 =11,87; logβ 2 =21,23;

logβ 3 =25,10; logβ 4 =32,87; logβ 5 =34,40 [4].

Metodyka badawcza

Badania procesu adsorpcji przeprowadzono w warunkach statycznych, w kolbach stożkowych. Do roztworu adsorbatu w ilości V=200 mL i o stężeniu 5-50 mg/L KF dodawano w ęgiel aktywny (5 g/L). Proces prowadzono w stałej temperaturze, wynoszącej 22°C. Próbki wytrz ąsano przez 24 godz. na wytrząsarce ruchem kołowym z prędkością 120 obr/min. Po tym czasie próbki odwirowywano na wirówce laboratoryjnej z pr ędkością 10000 obr/min przez 5 min. Ciecz nadosadow ą sączono przez sączek membranowy o wielkości porów 0,45 µm celem usunięcia pozostałości węgla aktywnego. Tak przygotowane próbki badano na zawarto ść ogólnego węgla organicznego oraz metalu.

Metody analityczne

Pomiar potencjału elektrokinetycznego adsorbentu wykonywano na dzetametrze Zeta Pals firmy Brookhaven metodą czołowej analizy rozproszonego światła laserowego w szerokim zakresie zmian pH (3,0-11,0).

Pomiaru zawarto ści kwasów fulwowych dokonano metodą pośrednią, poprzez oznaczenie zawarto ści ogólnego węgla organicznego na analizatorze TOC-VCPH firmy Shimadzu.

Stężenie jonów metali oznaczano metodą spektrometrii absorpcji atomowej z atomizacj ą w płomieniu na spektrometrze AA-6300 firmy Shimadzu.

Otrzymane wyniki przedstawiono w postaci najcz ęściej stosowanych do opisu adsorpcji z roztworów izoterm Freundlicha i Langmuira [12]. Izoterma Freundlicha ma postać:

   ^{ } (1),

gdzie:

a – ilość substancji zaadsorbowanej,

k – stała empiryczna zwi ązana z pojemnością adsorpcyjną, c – stężenie równowagowe,



 – współczynnik b ędący funkcją siły adsorpcji.

Izoterma Langmuira ma natomiast postać:

  ^ _ ^{ } (2),

gdzie:

a – ilość substancji zaadsorbowanej, a m – pojemno ść monowarstwy,

k – stała empiryczna odpowiadaj ąca stosunkowi prędkości adsorpcji do prędkości desorpcji,

c – stężenie równowagowe.

3. Wyniki i dyskusja

Dla uzyskanych wyników badań procesu adsorpcji wykreślono izotermy Freundlicha i Langmuira zgodnie z ich ogólnymi równaniami, wyznaczone za pomoc ą programu STATISTICA z wykorzystaniem procedur estymacji nieliniowej metod ą najmniejszych kwadratów algorytmem Levenberga-Marquardta. Metoda ta umo żliwia wyznaczenie wartości stałych współczynników danych izoterm. Otrzymane w ten sposób izotermy adsorpcji przedstawiono na rys. 2-3, a obliczone współczynniki izoterm w tabeli 1.

Analiza warto ści współczynników korelacji Spearmana R wskazuje, że uzyskane wyniki w znacznym stopniu odpowiadaj ą obydwu izotermom. Wartości R mieściły się w granicach od 0,925 do 0,978. Nieznacznie lepsze współczynniki korelacji otrzymano dla izoterm Freundlicha.

Wartość współczynnika k w izotermie Freundlicha związana jest z pojemnością adsorpcyjn ą, natomiast wartość ilorazu _ ^ zale ży od siły adsorpcji. Duże wartości _ ^ świadczą o słabym wi ązaniu adsorbatu a adsorbentem. Dla izotermy Freundlicha najmniejsze wartości k uzyskano dla próbek nie zawieraj ących żelaza i o wysokim pH.

Porównanie współczynników k dla próbek zawierających żelazo i odpowiadających

im próbek nie zawieraj ących żelaza wskazuje, że dodatek jonów żelaza zwiększa wartość

parametru k. Oznacza to, że zawartość jonów żelaza może wpływać na pojemność

adsorpcyjn ą adsorbentu względem kwasów fulwowych. Porównanie współczynników _ ^

209

Inżynieria Ekologiczna Nr 24, 2011

WYNIKI I DYSKUSjA

Dla uzyskanych wyników badań procesu adsorpcji wykreślono izotermy Freun- dlicha i Langmuira zgodnie z ich ogólnymi równaniami, wyznaczone za pomocą programu STATISTICA z wykorzystaniem procedur estymacji nieliniowej metodą najmniejszych kwadratów algorytmem Levenberga-Marquardta. Metoda ta umożli- wia wyznaczenie wartości stałych współczynników danych izoterm. Otrzymane w ten sposób izotermy adsorpcji przedstawiono na rys. 2-3, a obliczone współczyn- niki izoterm w tabeli 1.

Rys. 2. Adsorpcja kwasów fulwowych na węglu Norit ROW 0,8 Supra – izoterma Freundlicha, a) – w pH = 3,0, b) – w pH = 6,5, c) w pH = 9,0

Fig. 2. Adsorption of fulvic acids on activated carbon Norit ROW 0,8 Supra –Freundliech isotherm,

a) – at pH =3,0, b) – at pH = 6,5, c) at pH = 9,0

Rys. 3. Adsorpcja kwasów fulwowych na węglu Norit ROW 0,8 Supra – izoterma Langmuira a) – w pH = 3,0, b) – w pH = 6,5, c) w pH = 9,0

Fig. 3. Adsorption of fulvic acids on activated carbon Norit ROW 0,8 Supra – Langmuir isotherm, a) – at pH =3,0, b) – at pH = 6,5, c) at pH = 9,0

Tabela. 1. Parametry izoterm adsorpcji kwasów fulwowych na węglu aktywnym Norit ROW 0,8 Supra Table 1. Parameters of the isotherms of fulvic acids adsorption on the activated carbon Norit ROW

0,8 Supra

Zmienne Izotermy Freundlicha Izotermy Langmuira

pH [-] Fe [mg/L] k 1/n R a

∙k k R

3,0 - 1,970 0,528 0,960 1,667 0,137 0,959

6,5 - 1,391 0,827 0,925 1,343 0,049 0,925

9,0 - 1,267 1,084 0,948 1,290 -0,022 0,948

3,0 5,0 2,787 0,726 0,956 3,030 0,136 0,952

6,5 5,0 2,277 0,568 0,967 2,234 0,162 0,972

9,0 5,0 1,913 0,542 0,978 1,190 0,074 0,955

a) b)

c)

211

Inżynieria Ekologiczna Nr 24, 2011

Analiza wartości współczynników korelacji Spearmana R wskazuje, że uzy- skane wyniki w znacznym stopniu odpowiadają obydwu izotermom. Wartości R mieściły się w granicach od 0,925 do 0,978. Nieznacznie lepsze współczynniki kore- lacji otrzymano dla izoterm Freundlicha.

Wartość współczynnika k w izotermie Freundlicha związana jest z pojemnością adsorpcyjną, natomiast wartość ilorazu zależy od siły adsorpcji. Duże wartości świad- czą o słabym wiązaniu adsorbatu a adsorbentem. Dla izotermy Freundlicha najmniej- sze wartości k uzyskano dla próbek nie zawierających żelaza i o wysokim pH.

Porównanie współczynników k dla próbek zawierających żelazo i odpowiada- jących im próbek nie zawierających żelaza wskazuje, że dodatek jonów żelaza zwięk- sza wartość parametru k. Oznacza to, że zawartość jonów żelaza może wpływać na pojemność adsorpcyjną adsorbentu względem kwasów fulwowych. Porównanie współczynników wskazuje, że obecność jonów żelaza zwiększa siłę wiązania czą- steczek adsorbatu z powierzchnią adsorbentu. Przy pH 6,5 i 9,5 wartość ta w obec- ności jonów żelaza malała odpowiednio z 0,827 do 0,568 oraz z 1,084 do 0,542.

Nieznacznie gorsze współczynniki korelacji uzyskano dla izotermy Langmu- ira. W równaniu izotermy parametr am odpowiada pojemności monowarstwy i mak- symalnej potencjalnej adsorpcji, jaka może mieć miejsce przy wzrastającym stęże- niu równowagowym. Największą wartość am·k uzyskano dla próbki zawierającej zdysocjowane jony żelaza, przy pH=3,0.

Wzrost odczynu powodował zmniejszanie się parametru am·k (z 3,03 dla pH 3,0 i jonami żelaza do 1,19 dla pH 9,0 i jonami żelaza oraz z 1,67 dla pH 3,0 do 1,290 dla pH 9,0 bez udziału jonów żelaza). Jednocześnie wartości stałej k, będącej ilorazem szybkości adsorpcji i desorpcji dla próbek zawierających jony żelaza największą war- tość przyjęły przy pH=6,5, a dla próbek bez jonów żelaza przy pH=3,0. Wraz ze wzro- stem odczynu roztworu, dla próbek nie zawierających jonów żelaza, wartość współ- czynnika k malała i przy pH=9,0 osiągała wartość ujemną, wynoszącą -0,022, co wskazuje na niskie powinowactwo adsorbatu do adsorbentu i relatywnie dużą desorpcję.

Jednym z procesów stosowanych przy uzdatnianiu wód powierzchniowych

i infiltracyjnych jest koagulacja, najczęściej solami glinu i żelaza. Kationy tych

soli tworzą z kwasami fulwowymi kompleksy. W procesie koagulacji istotne są

hydroksokompleksy danych kationów, które w zależności od pH roztworu mogą

być elektrododatnie i elektroujemne. W wodach powierzchniowych i infiltracyj-

nych, a także podziemnych poddawanych procesowi adsorpcji, występują różne

zanieczyszczenia, w tym kationy metali, które podobnie jak kationy żelaza i glinu

w wodzie tworzą, w zależności od pH różne hydroksokompleksy. W celu określe-

nia wpływu danych hydroksokompleksów na adsorpcję, przebadano proces

w obecności i bez udziału kationów żelaza. W pracy przedstawiono wyniki badań

z zawartością i bez jonów żelaza.

Rys. 4. Występowanie hydroksokompleksów żelaza(III) w zależności od odczynu roztworu Fig. 4. Appearance of iron (III) hydroxocomplexes depending on the pH of the solution

W przypadku próbek nie zawierających jonów metali, wzrost odczynu powodu- je spadek pojemności adsorpcyjnej oraz zmniejszenie powinowactwa pomiędzy po- wierzchnią adsorbentu i adsorbatem (tabela 1). Związane jest to ze zmianą charakte- ru powierzchni adsorbatu. Wraz ze wzrostem odczynu roztworu, potencjał elektrokinetyczny badanego węgla aktywnego zmienia się z wartości dodatnich, wy- noszących około 15 przy pH=3,0 do ujemnych, wynoszących około -15 przy pH=9,0 (rys. 1). Poza oddziaływaniami grup funkcyjnych, w procesie adsorpcji substancji organicznych na węglach aktywnych, dużą rolę odgrywają też wiązania pomiędzy hydrofobowymi centrami cząsteczek kwasów fulwowych a hydrofobowymi elemen- tami adsorbentu. Stąd możliwość zachodzenia adsorpcji mimo odpychania elektro- statycznego pomiędzy adsorbatem i adsorbentem (ujemny potencjał elektrokinetycz- ny adsorbatu i adsorbentu). Obecność jonów żelaza powoduje wzrost pojemności adsorpcyjnej adsorbentu względem kwasów fulwowych, przy czym największą war- tość uzyskiwała ona w obecności jonów Fe(III) przy pH=3,0. Jednocześnie, wraz ze wzrostem odczynu, zmieniało się powinowactwo adsorbatu do adsorbentu, wyrażo- ne współczynnikiem . Największą wartość osiągało ono przy pH=3,0. Wpływ obec- ności jonów żelaza na proces adsorpcji kwasów fulwowych na węglu Norit ROW 0,8 Supra można wyjaśnić występowaniem hydroksokompleksów żelaza. Kompleksy te, w zależności od odczynu roztworu przyjmują inną postać i posiadają inny ładunek.

Formy występowania hydroksokompleksów żelaza w czystej wodzie przedstawiono

na rys. 4. Jak można zauważyć na wykresie, przy pH=3,0 w roztworze występują

hydroksokompleksy żelaza Fe(OH)2+, o ładunku dodatnim. Kompleksy te mogą

wspierać proces adsorpcji poprzez tworzenie mostków pomiędzy ujemnymi centra-

mi adsorbentu i grupami funkcyjnymi adsorbatu. Ponadto mogą zwiększać pojem-

ność adsorpcyjną poprzez wiązanie cząsteczek adsorbatu w większe aglomeraty

213

Inżynieria Ekologiczna Nr 24, 2011

i ich adsorpcję na powierzchni węgla aktywnego. Przy pH=6,5, w wodzie występuje głównie wodorotlenek żelaza (III), który nie ma charakteru jonowego. Na proces adsorpcji kwasów fulwowych przy wyższych odczynach negatywnie wpływają ujemne hydroksokompleksy żelaza, takie jak Fe(OH)4- i Fe(OH)52-. Kompleksy te, w przedstawionej symulacji, w śladowych ilościach pojawiają się w całym zakresie zmian pH, a przy pH=9,0 ich udział wynosi 0,1%. Można zatem wnioskować, że wzrost odczynu nie tylko wpływa negatywnie na proces adsorpcji poprzez zmianę charakteru adsorbentu, ale także zmienia charakter występujących w wodzie hy- droksokompleksów metali, nadając im charakter elektroujemny, powodując wzajem- ne odpychanie się adsorbatu, adsorbentu i substancji towarzyszących.

WNIOSKI

Na podstawie przeprowadzonych badań i analizy otrzymanych wyników moż- na sformułować następujące wnioski:

1. Płukanie i suszenie węgla aktywnego przed przystąpieniem do badań może w znacznym stopniu zmienić charakter adsorbentu prowadząc do błędnych wnio- sków.

2. Obecność jonów metali może korzystnie wpływać na proces adsorpcji kwasów fulwowych na węglu aktywnym.

3. Oddziaływanie jonów żelaza na proces adsorpcji można wyjaśnić za pomocą jego hydroksokompleksów występujących w wodzie, o różnym ładunku w zależności od stężenia jonu oraz odczynu roztworu.

4. Jony żelaza wpływają pozytywnie na proces adsorpcji tylko w zakresie niskich odczynów pH, gdzie tworzą dodatnie hydroksokompleksy i występują w formie zdysocjowanego jonu Fe3+.

5. Dodatnie hydroksokompleksy wpływają pozytywnie na proces adsorpcji, prawdo- podobnie na skutek tworzenia mostków pomiędzy powierzchnią adsorbatu a ad- sorbentu.

6. Przy wysokim odczynie pH adsorpcja jest utrudniona na skutek zmiany charakte- ru powierzchni adsorbentu na ujemny. Jony żelaza nie wspomagają procesu ad- sorpcji przy wysokim odczynie roztworu, gdyż same wówczas tworzą ujemne hydroksokompleksy.

7. Na proces adsorpcji kwasów fulwowych z wody wpływają nie tylko takie czynni-

ki, jak charakter adsorbentu i adsorbatu, ale i obecność i charakter substancji to-

warzyszących.

BIBLIOGRAFIA

1. Anielak A.M., Grzegorczuk M., Schmidt R., (2008), Wpływ chlorków na powstawanie substancji chloroorganicznych w procesie utleniania kwasów fulwowych, Przemysł Chemiczny, 87/5.

2. Anielak A.M. Grzegorczuk M., Schmidt R., (2008), Produkty utleniania kwasów fulwowych chlo- ranem (I) sodu i dioksydanem, Przemysł Chemiczny 87/6.

3. Chiang H.-L., Tsai J.-H., Chang G.-M., Hsu Y.-C., (2002), Comparison of a single grain activated carbon and column adsorption system, Carbon, 40, 2921–2930.

4. Ciszewski A., Baraniak M., (2006), Aktywność chemiczna i elektrochemiczna pierwiastków w środowisku wody, Wydawnictwo Politechniki Poznańskiej, Poznań.

5. Grabińska-Łoniewska A., Perchuć M., Żubrowska-Sudoł M., (2002), Substancje humusowe w śro- dowisku – budowa, właściwości fizyczno-chemiczne, znaczenie ekologiczne oraz biotransfor- macja, Post. Mikrobiol, 41, 3, 299-334.

6. Nawrocki J., (2005), Uboczne produkty utleniania i dezynfekcji wody – doświadczenia ostatnich 30 lat, Ochrona Środowiska rok 27, Nr 4.

7. Newcombe G., Morrison J., Hepplewhite C., (2002), Simultaneous adsorption of MIB and NOM onto activated carbon. I. Characterisation of the system and NOM adsorption, Carbon, 40, 2135–

2146.

8. Nishijima W, Speitel Jr. G.E., (2004), Fate of biodegradable dissolved organic carbon producedby ozonation on biological activated carbon, Chemosphere, 56, 113–119.

9. Norit Electronic Version Data Sheet, Norit ROW 0,8 Supra, 13.06.2007.

10. Roeske W., 2007, Dezynfekcja wody pitnej, Oficyna Wydawnicza PROJPRZEMEKO, Bydgoszcz 2007.

11. Sangjin H., Sukjae K., Hacgyu L., Wonyong C., Hyunwoong P., Jeyong Y., Taeghwan H., (2003), New nanoporous carbon materials with high adsorption capacity and rapid adsorption kinetics for removing humic acids, Microporous and Mesoporous Materials, 58, 131–135.

12. Snoeyink V. L., Summers R. S., (1999), Water Quality and Treatment – A Handbook of Commu- nity Water Supplies (5th Edition), Chapter 13. Adsorption of organic compounds. Edycja: Letter- man R. D., McGraw-Hill, dostępne online: http://www.knovel.com/web/portal/browse/display?_

EXT_KNOVEL_DISPLAY_bookid=587&VerticalID=0

13. Ufnalski W. (2004), Równowagi jonowe, algorytmy, obliczenia i symulacje komputerowe, Wy- dawnictwa Naukowo-Techniczne, Warszawa.

AN iNfLUeNce Of irON iONS fOr fULvic AciDS ADSOrptiON ON ActivAteD cArbON

Abstract. Humic substances are natural organic compounds, common in surface waters. Their ap- pearance in treated water leads to generating disinfection and oxidation by-products, which are mu- tagenic and carcinogenic. The best method to avoid negative effects of water disinfection is to re- move organic compounds. The most common is coagulation and adsorption, for example on activated carbon. The aim of this research was to determine impact of iron ions on the fulvic acids adsorption on the Norit ROW 0,8 Supra activated carbon. The mechanism was interpreted on the basis of the adsorption of iron hydroxocomplexes that arise in water.

Keywords: fulvic acids, adsorption, activated carbon, adsorption isotherms.