Dezynfekcja wody, metody chlorowania

* Organizmy chorobotwórcze w wodach powierzchniowych i poddziemnych.

Mikroorganizmy chorobotwórcze mogą być przenoszene od organizmów chorych lub nosicieli; morg ch. wydalane są głównie poprzez przewód pokarmowy i drogi oddechowe; niebezpiecznym ich źródłem są ponadto ścieki bytowo-gospodarcze, ścieki sanitarne, a także różnego rodzaju odpady stałe, w tym osady ściekowe, odpady miejskie i niedojrzałe komposty.

Woda zanieczyszczona fekaliami może zawierać bakterie chorobotwórcze przewodu pokarmowego, najczęściej spotyka się mikroorganizmy powodujące dur brzuszny, dur rzekomy i salmonelozy wywoływane przez pałeczki z rodziny Salmonella; czerwonki przez pałeczki z rodziny Shigella; cholery przez przecinkowce Vibrio cholerae, mogą występować również inne grupy drobnoustrojów powodujące między innymi gorączkę wodną, żółtaczkę – krętki z rodziny Leptospira; Mycobacterium tuberculosis – gruźlica; Bacillus anthracis – wąglik oraz wirusy wywołujące żółtaczkę zakaźną i chorobę Heinego-Medina.

Zakażona wydalinami woda może być także przyczyną chorób spowodowanych przez grzyby, pierowtrniaki i robaki. Główne schorzenia wywołane przez grzyby to grzybice powierzchniowe i głębokie, choroby skóry, włosów, paznokci, zakarznia błon śluzowych, zapalenia narządów wewnętrznych. – Candida albicans.

Pierwotniaki z rodzin Lamblia, a wszczególności ich cysty są przyczyną stanów zapalnych głównie dróg przewodu pokarmowego np.: dwunastnicy, wątroby i dróg żółciowych. Rodzina Trichomonas wywołuje stany zapalne organów płciowych tzw rzęsistkowicę

Wody podziemmne
Skutkiem zanieczyszcenia antropogenicznego tych wód jest obecność chorobotwórczych bakterii, wirusów i pierwotniaków.
Mikroorganizmy trafiają z powierzchni do wód podziemnych.
Najwieksze zagrożenie dla jakości sniatarnej stanowią wirusy, gdyż ich małe wymaiary umożliwiają migrację do warstw wodnonośnych.

Legionella pneumophila, Campylobacter jejuni, wirusy Hepatitis – zapalenie wątroby.

Z saprofitycznej flory bakteryjnej przewodu pokarmowego człowieka wytypowano trzy gatunki Escherichia coli, Sreptococcus faecalis, Clostridium perfringenes.
Aerobacter aerogenes

SF – stwierdzenie obecności świadczy o świeżym zanieczyszczeniu wody; wieksze potencjalnie zakażenie mikroorganizmami chorobotwórczymi – bakteria ta ma krótki czas przeżycia w środowisku zewnętrznym.

CP – gramdodatnie laseczki wytwarzające formy przetrwalnikujące, które bardzo długo nawet latami mogą przebywać w wodzie i glebie – wychodowanie tego gatunku może świadczyć o niekiedy bardzo odleglym zakarzeniu, kiedy dawno już obumarły bakterie chorobotórcze.

W bakteriologicznej analizie sanitarnej wody wyróżnia się dwa kierunki badań: badanie ilościowe, które polega na oznaczaniu ogólnej liczby dwóch grup termicznych bakterii heterotroficznych w określonej ilości wody oraz badanie jakościowe, obejmujące oznaczenie wskaźnika lub miana konkretnego gatunku uznanego za organizm wskaźnikowy bakteryjnego zanieczyszczenia wody.

W badaniu jakościowym nie określa się bezpośrednio obecności bakterii chorobotwórczych ponieważ ze względu na dużą różnorodność tych mikroorganizmów w środowisku wodnym byłoby to bardzo pracochłonne i długotrwałe; korzysta się z metody pośredniej opartej na bakteriologicznym organiźmie wskaźnikowym.

* Mikrobiologiczne wskaźniki jakości wody do picia wg WHO

Zgodnie z wytycznymi WHO spełnienie wymagań jakości mikrobiologicznej wody ma znaczenie nadrzędne.

W sanitarnej bakteriologicznej analizie wody liczebność organizmu wskaźnikowego okreslają dwa parametry:
- wskaźnik coli – jest to liczba kolonii bakterii grupy coli w 100ml badanej wody
- najbardziej prawdopodobna liczba bakterii grupy coli NLP – jest to liczba komórek tych bakterii w 100ml wody.

Oba parametry mogą określać zawartość E.coli w wodzie w przypadku wykonania identyfikacji tego gatunku. Znając powyższe parametry, możemy oznaczyć miano coli – jest to najmniejsza objętość badanej wody (w ml), w której stwierdzono obecność przynajmniej jednej komórki bakterii z grupy coli.

Zgodnie z zaleceniami WHO, końcowy wynik badania wykonany metodą fermentacyjną, probówkowć należy podawać jako NLP w 100ml, a metodą filtracji membranowej - jako wskaźnika w 100ml.
W celu ułatwienia porównywania wyników uzyskanych wyżej wymienionymi metodami istnieją wzory przeliczeniowe

miano coli = 100/wartość wskaźnika coli

miano coli = 100/NLP

W opracowanych przez WHO kryteriach oceny bakteryjnego zanieczyszczenia wód przeznaczonych do picia jako podstawowy wskaźnik przyjęto właśnie gatunek Eschierichia coli.
załozono, że organizm wskaźnikowy musi być zawsze obecny w fekaliach ludzi i zwierząt stałocieplnych, jego liczebność powinna być duża, wykrywalność szybka przy uzyciu nieskomplikowanych metod – łatwy w hodowli, co zaś ważniejsze nie może się rozwijąć w wodach naturalnych.

Istotnym warunkiem jest to, że przeżywalność E.coli oraz jej wrażliwość na stosowne procesy w technologii uzdatniania wody – szczególnie na proces dezynfekcji, powinny być podobne do reagowania organizmów patogennych.

Obok badania E.coli |najlepszy wskaźnik|, wymagane jest badanie wody na obecność termotolerancyjnych bakterii grupy coli oraz całej heterogenicznej grupy coli.

Stwierdzenie ich obecność w uzdatnianej wodzie wskasuje na niedostateczne jej oczyszczenie. Niedostateczna dezynfekcja, bądź zkażenia wtórne.

Test na obecność bakterii grupy coli może być zatem stosowany jako wskaźnik skuteczności procesu uzdatniania, a także zabezpieczania wody w sieci przed wtórnym zanieczyszczeniem.

Bakterie Streptococcus faecalis i Clostridium perfringens traktowane są jedynie jako uzupełniające wskaźniki zanieczyszczenia fekalnego – powody opisane wcześniej.


Warunki jakie musi spełniać woda przeznaczona do picia i na potrzeby gospodarcze według zaleceń WHO

Organizmy	Wartoś organizmów wskaźnikowych
Wszystkie wody przeznaczone do picia Escherichia coli lub termotolerancyjne bakterie grupy coli Woda uzdatniana wprowadzana do systemu dystrybucji |do sieci| E.coli lub termotolerancyjne bakterie grupy coli Całkowita grupa bakterii coli Woda uzdatniana w systemie dystrybucji |w sieci| E.coli lub termotolernacyjne bakterie grupy coli Całkowita grupa bakterii coli	Niewykrywalne w próbce o pojemności 100ml Niewykrywalne w próbce o pojemności 100ml Niewykrywalne w próbce o pojemności 100ml Niewykrywalne w próbce o pojemności 100ml, ale w przypadku większej ilości próbek, 95% próbek pobranych w okresie 12 miesięcy musi być wolne od tych bakterii

* Cel i istota dezynfekcji

Ujmowane wody powierzchniowe i podziemne zwykle skarzone są mikrobiologicznie, mogą występowac organizmy patogenne – ich odporność na dezynfekcję jest bardzo zróżnicowana.

Celem dezynfekcji jest zniszczenie żywych i przetrwalnikowych form organizmów patogennych oraz zapobieżenie ich wtórnemu rozwojowi w systemie dystrybucji wody.

Dezynfekcja – czyli odkażanie wody ma na celu zniszczenie i usunięcie z wody bakterii chorobotwórczych będących często źródłem chorób i epidemii.
Bakterie obecne w wodzie zostają częściowo usnięte razem z zawiesinami w procesach koagulacji i filtracji. Całkowite ich usunięcię wymaga specjalnynch środów, do których należą metody fizyczne i chemiaczne.

Nie wystarczająca dezynfekcja lub jej brak jest przyczyną licznych chorób wodopodobnych.

Stosowane sposoby dezynfekcji niszczą organizmy patogenne powodująć:
- nieodwracalną destrukcję komórek
- zakłócenie procesów metabolicznych, w wyniku unieczynnienia enzymów
- zakłócenie biosyntezy i wzrostu, spowodowane brakiem możliwości syntezy białek, kwasów nukleoinowych, koenzymów i błony komórkowej.
Udział powyższych mechanizmów jest różny i zleży od wybranych czynników dezynfekujących.

Do najczęściej stosowanych metod fizycznych dezynfekcji należą: ogrzewanie, naświetlanie i filtrowanie specjalne; prowadzi się badania nad wykorzystaniem promieniowani jonizującego i ultradzwięków.
Dezynfekcja metodami chemicznymi polega na wprowadzeniu do wody substancji chemicznych, które niszczą mikroorganizmy. Do dezynfekcji wody stosowane są najczęściej środki chemiczne jak chlor i jego związki oraz ozon, a niekiedy w warunkach specjalnych jod i brom.

Dodany do wody dezynfektant najpierw penetruje przez błonę komórkową i denaturuje białko, niszcząc organizm. Formy przetrwalnikujące są bardziej odporne na dezynfekcję.


Skuteczna dezynfekcja wody musi spełniać poniższe wymagania;
- w określonym czasie konataku z wody z dezynfektantem |możliwie najkrótszym| zniszczone lub zdezaktywowane są mikroorganizmy patogenne obecne w wodzie, a jakość mikrobiologiczna wody odpowiada stawianym jej wymaganiom
- w wodzie wporwadzonej do systemu dystrybucji znajduje się dezynfektant pozostały w stężeniu gwarantującym bezpieczeństwo sanitarne wody dostarczonej do odbiorcy
- stężenie ubocznych produktów dezynfekcji jest mniejsze od wartości dopuszczalnej, a woda nie wykazuje obcego smaku i zapachu
- stosowany dezynfektant musi być bezpieczny i wygodny w użyciu, a metoda jego oznaczania prosta, precyzyjna i szybkam natomiast koszty inwestycyjne i eksploatacyjne dezynfekcji akceptowalne.

Dezynfekcja stanowi ostatni etap uzdatniania wody przed wprowadzeniem jej do sieci wodociągowej.

Skuteczność procesu zalęży od prawidłowego przeprowadzenia owego oraz od składu fizyko-chemicznego i bakteriologicznego wody. Kontrola efektu dezynfekcji wody wodociągowej powinna być prowadzona równolegle na drodze chemicznej i bakteriologicznej.

Kontrola chemiczna pole na badaniu stężenia chloru pozostałego metodą ortotolidynową; zakres analizy bakteriologicznej obejmuje oznaczenie: ogólnej liczby bakterii psychrofilnych i mezofilnych oraz miana lub wskaźnika coli.

Najbardziej rozpowszechnioną metodą dezynfekcji jest chlorowanie – jest to chemiczna metoda dezynfekcji wody.
Dezynfekcja wody metodami chemicznymi polega na dawkowaniu do niej silnych utleniaczy, takich jak chlor, podchloryn sodu, dwutlenek chloru, chloraminy, ozon, brom i jod.

Chlor czynny powoduje inaktywację enzymów głównie oddechowych i niszczenie struktur komórkowych.

Dawka chloru powinna być tak dobrana, aby pokryć zapotrzebowanie chloru wody i zapewnić odpowiednie stężenie pozostałego chloru użytecznego, niezbędnego do zabicia mikroorganizmów chorobotwórczych. Dawki środków dezyfekujących wodę powinny być okręślane ekperymentalnie w zależności od parametrów stoswanych w procesie dezynfekcji wody.

O przebiegu i skuteczności dezynfekcji, oprócz liczby i rodzaju organizmów, rodzaju i dawki dezynfektanta oraz czasu kontaktu, decyduje skład fizykochemiczny dezynfekowanej wody.
Współdcyduje od o dodaniu odpowiedniej dawki oraz o powstaniu produktów ubocznych.
Do głównych wskaźników składu wody dzieki, którym ocenia się dezynfekcję są:
temperatura, pH, stężenie i rodzaj zredukowanych substancji organicznych i nieorganicznych oraz ilość zawiesin – ich obecność zmniejsza skuteczność dezynfekcji – mogą tworzyć aglomeraty z organizmami patogennymi, zmiejszając tym samym dostępność dezynfektanta do niszczonych organizmów – występuje to przedewszystkim w przypadku mikroorganizmów tworzących biofilmy na wewnętrzynch powierzniach przewodów i urządzeń systemu wodociągowego.
Ograniczona penetracja dezynkektanta do mikroorganizmów oraz jego zużycie przez organiczne zredukowane komponenty biofilmu stwarzają warunki do przeżycia i rozwoju bakterii w głębszych warstwach biofilmu.

Dawkowane do wody dezyfektanty są jednocześnie zużywane na procesy utleniania oraz cel główny – dezynfekcję, tak więc obecność substancji zredukownych w wodzie może zmieniać skuteczność dezynfekcji lub zmuszać do stosowania większych dawek środków dezynfekujących.

* Kinetyka dezynfekcji |prawo Chicka, prawo Watsona|

Skuteczność dezynfekcji zależy od rodzaju środka dezynfekującego, jego dawki, czasu kontaktu oraz wrażliwości mikroorganimów na dezynfektant.
Wpływ stężenia dezynfektanta oraz czas kontaktu na efekt dezaktywacji mikroorganizmów określa prawo Watsona:

Cⁿ * t = k^#

Gdzie k zależy od siły bakteriobójczej dezynfektanta, rodzaju niszczonych mikroorganizmów oraz wartości pH i temperatury wody.
Współczynnik rozcięczenia (n) określa zmianę skuteczności danego dezynfektantu wraz ze zmianą jego stężenia i zleży od rodzaju środka dezynfekującego oraz pH

Czynnik C*t jest iloczynem stężenia dezynfektanta po czasie t upływającym od momentu wprowadzenia środka dezynfekującego do wody do jej poboru u pierwszego odbiorcy wody. Wartośc tego iloczyni zależy od pH, temperatury wody, rodzaju dezynfektanta i niszczonego mikroorganizmu – spełnienie uzyskania wymaganej wartości C*t zapewnia założoną skuteczność dezynfekcji i jednocześnie współdecyduje o ilości ubocznych prodiktów dezynfekcji.
Istotnym jest pamiętać, że wartość ta opracowywana jest dla czystych kultur mikroorganizmów i wody, która nie wykazuje zapotrzebowania na dezynfektant zużywany w innym celu niż dezynfekcja. Jest więc to model uproszczony.

Szybkość dezaktywacji mikroorganizmów określa prawo Chicka
N/N_o= e ^–kt

k – stała szybkości obumierania mikroorganizmów przy stałym stężeniu dezynfektanta.
Zmianę stężenia dezy w czasie t oraz współczynnik letalności A – określający skuteczność danego środka w niszczeniu określonego rodziaju mikroorganizmów przy jednostkowym stężeniu dezynfektanta w jednostce czasu uwzględnia model Chicka-Watsona
ln(N/N₀) = -A Cⁿ t

Współczynnik A jest stały dla danego dezynf. wraz ze wzrostem jego wartośc rośnie siła bakteriobócza środka.
w równaniu nie są uwzględniowen zapotrzebowania wody na dezynfektant oraz ewentualny jego rozpad w wodzie, zmieniajace rzeczywiste stężenie środka dezynfektującego niszczącego mikroorganizmy w czasie t

Oporność niektórych szczepów bakterii oraz innych mikroorganizmów na niszczące działanie chloru lub innego dezynfektanta może zwiększać się w wyniku adaptacji do danego środka.
Bakterie przeżywające w wwarunkach dużego niedoboru substancji pokarmowych są mniej wrażliwe na bakteriobójcze działanie dezynfektantów.
Zdolność bakterii do przetrwania i wytwarzania mechanizmów odpornościowych na chlorowanie w warunkach subletalnych stanowi zagrożenie dla zdrowia .


* Charakterystyka dezynfektantów chlorowych

Dobry środek dezynfekujący powinnien odpowiadać następującym kryteriom:
- powinien charakteryzować się dużą siła bakteriobójczą i wirusobójczą w stosunku do wszystkich patogenów, zktóre znajdują się w wodzie i niszczyć je w wyznaczonym czasie;
- powinien zabazpieczać wodę przed jej wtórnym zakażeniem w sieci wodociągowej;
- nie może wytwarzać w wodzie związków toksycznych;
- nie może wpływać ujemnie na cechy organoleptyczne wody – jej smak i zapach.

W procesach dezynfekcji wody chlor czynny może by stosowany w następujących postaciach jako: chlor gazowy, woda chlorowa, wapno chlorowane, podchloryn wapniowy, podchloryn sodowy, dwutlenek chloru.

Im większy jest potencjał utleniający dezynfektantu, tym większa jest jego zdolność do utleniania domieszek lub zanieczyszczeń organicznych i nieorganicznych obecnych w dezynfekowanej wodzie.
Potencjałowi utleniającemu nie odpowiada siła bakteriobójcza, która zależy nie tylko od wartości potencjału redox lecz równiż od zdolności dezynfektanta do penetracji przez błonę komórkową niszczonego organizmu i siły destrukcji.

O bakteriobójczym działaniu chloru współdecydują przenikanie HOCl przez ścianę komórkową i błonę cytoplazmatyczną oraz reakcja utleniania enzymów głównie dehydrogenaz.

Zdolność dezynfekcyjna podstawowych dezynfektantów względem bakterii i wirusów zmienia się zgodnie z szeregiem:
ozon > dwutlenek chloru > chlor wolny > chloraminy

Stabilność – określająca brak reaktywności dezynfektanta ze skadnikami wody innymi niż drobnoustroje oraz czas efektywnego działania dezynfekującego zwiększa się następująco:
chloraminy > dwutlenek chloru > chlor wolny > ozon.


W zależności od pH chlor czynny może występować w postaci kwasu podchlorawego, mieszaniny kwasu podchlorawego i jego anionu OCl^- lub jako sam OCl^-.
Przy niższym odczynie wystepuję głównie kwas podchlorowy, wraz ze wzrostem pH zwiększa się ilość anionu, przy czym działanie kwasu jest bardziej efektywne niż jego anionu.
Przy niższych temperaturach i krótszym czasie działania efektywność dezynfekcji również spada.

Zawartość wolnego chloru zapewniająca dezynfekcjię wg Ministerstwa Zdrowia i Opieki Społecznej powinna mieścić się w granicach: 0,3-0,5 mg/dm³ Cl₂ – w miejscu czerpania wody najbliższym od miejsca jej chlorowania

Podchloryn sodu stosowany są w potaci rozcięczonych roztowrów wodnych.
Wystepuje w postaci uwodnionych soli, ma białą barwę i jest związkiem nietrwałym, łatwo rozpuszcza się w wodzie. Wodny roztwór charakteryzuje się słabym zabarwieniem od żółtego do seledynowego.
Do dezynfekcji stosuje się rozcięczone roztwory.
Podchloryn sodu może być stosowany wówczas kiedy nie można zapewnić strefy ochrony sanitarnej dla gazu chlorowego

Wapno chlorowane stosowane rzadko z racji na słabą rozpuszczalność w wodzie i małą zawartość chloru czynnego.
Mieszanina podchlorynu i wapnia o właściwościach żrąco-trujących. Silny utleniacz.
Związek nietrwały na powietrzu ulega ultenienieu z wydzieleniem wolengo chloru. Wzrost temperatury oraz światło przyspiesza rozpad wapna chlorowanego na chloran Ca(ClO₃)₂ i chlorek wapnia CaCl₂
Wodny roztwór wapna chlorowanego ma silne działanie utleniające oraz trujące i praktycznie nie jest stosowany do dezynfekcji ciągłej

Dwutlenek chloru – nietrwały i łatwo wybuchający w stanie wolnym – trwały w roztworach wodnych – trwalszy niż chlor – ma znacznie silniejsze właściwości bakteriobójcze i utleniające od chloru |zdolność bakteriobójcza jest około 2,5 razy większa niż kwasu podchlorawego|
Dwutlenek chloru w porównaniu z wolnym chlorem daje mniej produktów ubocznych.
Jest to gaz dobrze rozpuszczalny w wodzie, jego trwałość w roztworze wodnym zależy od czystości wody, zmniejsza się wraz ze wzrostem pH, temperatury i dostępności światła.
Produktem rozpadu dwutlenku chloru w środowisku alkalicznym są jony chlorynowe i chloranowe.
Podobnie jak chlor działa drażniąco na błony śluzowe, a przy zwiększonych dawkach jest toksyczny.
Stosowany jest w przypadkach kiedy obok właściwej dezynfekcji wody należy również zniszczyć substancje nadające wodzie smak i zapach, bądź kiedy w wyniku dezynfekcji z wodą chlorową można oczekiwać wystąpienia smaku i zapach |chlorofenole| oraz powstania chlorowych związów organicznych.
Działanie dezynfekujące polega na uszkodzeniu błony komórkowej i zakłóceniu procesu syntezy białek

Chloraminy – pochodne chlorowe amin; w Polsce stosowane pochodne: chloramina B |pochodna benzenu|i chloramina T |toluenu| - stosowane do dezynfekcji doraźnej.

Związki zawierające jedno lub więcej wiązań kowalencyjnych azot-chlorowiec z możliwością wyzwalania halogenu w wodzie. Dzieki niskim stałym równowagi reakcji, halogenoaminy są bardzo stabilne w środowisku wodnym i charakteryzują się niską reaktywnością z zanieczyszczeniami organicznymi

Najczęściej wykorzystuje się chloraminy powstające w wodzie. W celu powstania wystarczającej ilości chloramin do dezynfekcji, wymagana jest odpowiednie stężenie azotu amonowego w wodzie; jeśli jest ono niewystarczające, wówczas do dezynfekowanej wody oprócz chloru dodaje się wymaganą ilość azotu amonowego.


* Reakcje chemiczne zachodzące w czasie dezynfekcji wody związkami chloru

Chlor w wodzie ulega hydrolizie, w wyniku której powstaje kwas solny i kwas podchlorawy |HClO| będący czynnikiem dezynfekującym.
Efekt bakteriobójczy działania chloru zależy głównie od odczynu, temperatury wody oraz czasu kontaktu.

Rodzaj i przebieg reakcji chemicznych zależy od składu fizyczno-chemicznego dezynfekowanej wody. Dodany do wody chlor ulega natychmiast dysproporcjowaniu:
Cl₂ + H₂O ↔ H⁺ + HOCl + Cl^-

podchloryn sodu reaguje
NaOCl + H₂O → HOCl + NaOH

przy czym tworzy się kwas podchlorowy, jesto słaby kwas który ulega dysocjacji:
HClO ↔ H⁺ + ClO^_ stopień dysocjacji zależy od pH

- chlor łączy się, z niektórymi związki obecnymi wodzie; z amoniakiem i niektórymi związkami organicznymi związku azotu daje chloroaminy:
NH₃ + Cl₂ → NH₂Cl + HCl

NH₃ + 2Cl₂ → NHCl₂ + 2HCl

- działanie bakteriobójcze – proces zachodzi znacznie dłużej nież powyższe reakcje.

* Sposoby chlorowania wody

Chlorowanie wody wymaga wstępnego określenia dawki chloru i jego czasu kontaktu z wodą. Zarówno wielkość jaki czas kontaktu zależ od poziomu skażenia bakteriologicznego wody oraz jej składu fizyko-chemicznego. W zależności od jakości dezynfekowanej wody można wyróżnić następujące sposoby chlorowania wody:

1. Chlorowanie wody małą dawką chloru dodawanego do zbiornika wody czystej lub do rurociągu wody czystej – można stosować gdy woda wykazuje małe zapotrzebowanie na chlor oraz zawiera niewielą ilość bakterii

2. Chlorowanie nadmiarem chloru, a następnie dechloracja – sposób ten stosowany dla wód zawierających znaczne ilości organizmów patogennych lub charakteryzujących się zapachem pochodzenia naturalnego np.: planktonowym.
Metodą tą można stosować w przypadku wód, które nie zawierają związków organicznych – prekursorów chlorowanych związków organicznych; można rozważyć zastosowanie dwutlenku chloru.
W celu wyeliminowania istniejącego niebezpieczeństwa powstania chlorowych produktów ubocznych dezynfekcji, związki chloru stosowane do dezynfekcji zastępowane są coraz częściej ozonem.
W przypadku występowania smaku i zapachu wody dla zwiąkszenia skuteczności stosuje się razem z chlorem nadmanganian potasu.

3. W przypadku kiedy woda zawiera azot amonowy, a sieć wodociągowa jest rozległa, to można stosować chloraminowanie – chloraminy są bardziej trwałe niż chlor w postaci kwasu podchlorawego. Należy się jednak liczyć z mniejszą skutecznościa dezynfekcyjną.
Chloraminowanie można stosować również wówczas kiedy woda nie zawiera azotu amonowego, lecz występują w niej niewielkie ilości związków fenolowych, które z chlorem tworzyłyby chlorofenole – natomiast nie tworzą jej z chloraminą; w drugim przypadku najpierw dodaje się do wody azot amonowy, później chlor.
Stosunek chloru do azotu amonowego powinien wynosić od 3:1 do 5:1. Proces ten jednak jest trudny do prowadzenia i często zawodzi.

Chloraminowanie można również łączyć z chlorowaniem z nadmiarem chloru i późniejszą dechloracją, z tym, że zamiast dechloracji stosuje się wiązanie nadmiaru chloru za pomocą azotu amonowego, gdyć chloraminy są mniej wyczuwalne niż chlor.

Zwiększenie efektów dezynfekcji można uzyskać zapewniając warunki synergicznej inaktywacji mikroorganizmów, wzmacniając działanie bakteriobójcze chloramin po przez wcześniejsze dawkowanie silniejszego środka dezynfekującego, np.: ozon

4. Chlorowanie do punktu przełamania zaleca się stosować wówczas, gdy woda zawiera bakterie , azot amonowy oraz związki organiczne. Proces ten można stosować przy stosunku Cl₂:N – 8:1, a w uzasadnionych przypadkach może być jeszcze większy.
Chlorowanie do punktu przełamania jest pricesem bardoz trudnym do prowadzenia w przypadku nagłych zmian składu wody. W przypadku dużego stężenia azotu amonowego w wodzie dawki chloru mogą być tak duże, że proces te nie może być stosowany. Azot amonowy należy wówczas usuwac z wody innymi metodami, a nie po przez utlenianie z chlorrem.

W przypadku wszystkich sposobów chlorowania, w wodzie czerpanej przez konsumenta dopuszczalne stężenie chloru winno wynosić 0,3g Cl₂/m³ lub 0,3-0,5g Cl₂/m³ w postaci wolengo chloru, zaś chloramin nie więcej niż 0,5g/m³
Dawki chloru należy określać doświadczalnie, oznaczając zapotrzebowanie na chlor ora jakość bakteriologiczną wody po dezynfekcji.

*

Do przygotowania i dawkowania wody chlorowanej służą chloratory.
Chlor gazowy uzyskuje się po przez odparowanie chloru ciekłego znajdującego się w stalowych pojemnikach ciśnieniowych |butlach, beczkach, cysternach|

Dodawanie chloru w postaci wody chlorowanej jest metodą pośrednią, metoda bezpośrednia polega na dodawaniu do dezynfekowanej wody chloru gazowego.
Chlor gazowy jest dawkowany bezpośrednio do wody w wyjątkowo i tylko w razie konieczności zastosowania dużych dawek chloru bądź dezynfekcji znacznej ilości dezynfekowanej wody.

W zależności od celu procesu chlorowania możemy stosować jako:
- chlorowanie wstępne
Ma na celu ogólne polepszenie właściwości organoleptycznych wody, często stanowi proces poprzedzający dalsze procesy uzdatniania wody.
Wymaga stosowania dużych dawek dezynfektantów z uwagi na znaczne zużycie go na utlenianie związków organicznych i nieorganicznych reduktorów obeznych w wodzie uzdatnianej oraz dłuższego czasu kontaktu z wodą.
W przypadku wód podziemnych odpowiadających warunkom stawianym wodzie do picia i potrzeb gospodarczych chlorowanie może być jedynym procesem uzdatniania.

- chlorowanie właściwe |dla celów dezynfekcji|
Ma znaczenie odkażające i służy do dezynfekcji wody – zniszczenie obecnych w niej mikroorganizmów. Chlorowanie usprawnia uprzednie uzdatnianie wody pod względem fizyko-chemicznym.

Chlorowanie wolnym chlorem znajdującym się w stalowych butlach pod ciścnieniem 6-8atmosfer, polega na dodawaniu go do wody za pomocą specjalnych urządzeń dozujących. Czynnikiem chlorującym jest kwas podchlorowy oraz jego anion.
Chlor działa silnie utleniająco dzieki łatwości ropzdu kwasu podchlorawego z wydzieleniem aktywnego tlenu.
Działanie silenie utleniające wiąże się z koniecznością dodawania większych ilości środka w tym celu określa się najpierw zapotrzebowanie na chlor w badanym miejscu, w którym ma być prowadzona kompleksowa dezynfekcja.

Zapotrzebowanie na chlor – określa się najmniejszą ilością wolnego chloru wyrażoną w mg/l Cl₂, która dodatna do 1litra wody w temp 20C po 30min kontktu z wodą daje 0,1 mg/l pozostałego chloru

Wielkość zapotrzebowania na chlor zależy od pochodzenia i czystości wody i wynosi dla uzdatnianych wód podziemnych ok. 0,5mg/l Cl₂, a dla wód powierzchniowych ok. 2-2,5mg/l
Często stosuje się dawki wyższe – przechlorowywanie wody – poprawienie zamierzonego efektu chlorowania normalnego – np.: poprawienie właściwości organoleptycznych wody.

Chlorowanie wody można prowadzić metodami kombinowanymi: dzialanie chloru gazowego z dodatkiem innych związków o działaniu bakteriobójczym – nadmanganian potasu, związki srebra lub miedzi – zwiększenia skuteczności działania środków, względne przedłużenie okresu jego działania.

Chlorowanie za pomocą związków chloru zawierających aktywny chlor: podchloryn sodu NaOCl, podchloryn wapnia Ca(OCl)₂, wapno chlorowane zawierające czynny związek CaClOCl, dwutlenek chloru ClO₂, chloraminy.

* Dechloracja wody

Przechlorowanie wody odpowiada zazwyczaj ilościom pozostałego chloru w granicach 1-10mg/l Cl₂ – powoduje nadanie wodzie przykrego smaku
Nadmiar ten musi zostac usunięty w procesie dechloracji.

Do usuwania nadmairu chloru stosuje się środki fizyczne i chemiczne.
Najprostszym procesem dechloracji jest napowietrzanie – stosowane przy nie wielkim nadmiarze chloru.
W przypadku dużych ilości stosuje się metody chemiczne lub węgiel aktywny.

Metod chemiczne opierają się o stosowanie związków redukujących takich jak: tiosiarczanu sodowego Na₂S₂O₃ w nadmiarze, siarczynu sodowego Na₂SO₃ lub dwutlenku siarki SO₂

zachodzą reakcje:
tiosiarczan sodu 2 Na₂S₂O₃ + Cl₂ → Na₂S₄O₆ |czterotionian sodowy|+ 2NaCl

Na­₂S₂O₃ + H₂O + Cl₂ = Na₂SO₄ + 2HCl +S


siarczyn sodu Na₂SO₃ + Cl₂ + H₂O → NaHSO₄ + NaCl + HCl

Na₂SO₃ + H₂O + Cl₂ = Na₂SO₄ + 2HCl

dwutlenek siarki SO₂ + Cl₂ + 2H₂O → H₂SO₄ + 2HCl

Do dechloracji dużych ilości wody najlepiej jest stosować dwutlenek siarki, który w postacji ciekłej może być transportowany w butlach.
Dwutlenek siarki stosowany jest również do odtleniania wody.

Oprócz metod niszczenia chloru za pomocą refuktorów w pewnych przypadkach stosuje się wiązanie nadmiaru chloru za pomocą azotu amonowego

Dechlorację można uzyskać również po przez przepuszczenie chlorowanej wody przez warstwę granulowanego CaSO₃ |związek bardzo słabo rozpuszczalny w wodzie| lub przez węgiel aktywny ponieważ jednocześnie usuwa substancje barwne, smakowe i zapachowe.

Adsorpcja na węglu aktywnym
Na węglu aktywnym zachodzi hydroliza wolnego chloru:
Cl₂ + H₂O ↔ 2HCl +1/2 O₂

tworzący się tlen utlenia C_aktywny do CO₂
C_akt + O₂ → CO₂
HCl rozkłada węglany.

Filtr zwęgla aktywnego okresowo należy regenerować przy pomocy pary wodnej w temp 600C lub przepuszczając roztwory węglanu sodowego lub wodorotlenku sodu.
Filtry te są bardzo skuteczne jednak posiadają również pewne wady: duże zużycie wody do płukaniam szybki spadek zdolności sorbcyjnych.
Dawka węgla aktywnego stosowana do dechloracji ustalana jest doświadczalnie, zależt od węgla aktywnego i stopnia jego rozdrobnienia oraz od ilości chloru w wodzie.

Po filtracji przez złoże węglowe wodą należy dodatkowo dochlorować, gdyż jest ona całkowicie pozbawiona chloru, a może być dodatkowo skażona bakteriami saprofitycznymi, które znajdują dobre warunki rozwoju w dolnych partiach złoża, do których nie dociera już chlor.




Koagulacja – oczyszczanie wody i ścieków

Koagulacja stosowana jest do usuwania najdrobniejszych zanieczyszczeń po przez dodawanie do wody określonych substancji chemicznych – koagulantów – wytrącających się w postaci kłaczkowatych, łatwo opadających zawiesin.
Na kłaczkach o bardzo rozwiniętej powierzchni adsorbują się zanieczyszczenia i razem z nimi opadają w postaci osadu.

Koagulacja jest porcesem fizyczno-chemicznym polegającym na przejściu pseudoroztworu koloidowego zwanego zolem w żel czyli bezpostaciową |niekrystaliczną| zawiesinę, złożoną z większych skupisk cząstek koloidowych.

Układy koloidowe składają się z cieczy, w której w fazę rozproszoną – zdyspergowaną stanowia cząstki o wymiarach 10^-7 do 2*10^-5 – cząstki o takih wymiarach nie opadają pod wpływem sił ciężkości – nie są również widzialne pod zwykłym mikroskopem.

Jeżeli cząstki fazy rozporoszonej są niezależne od siebie i dzięki siłą elektrostatycznym odległości między nimi są dostatecznie duże wówczas mamy do czynienia z zolem. Strukturę zolu można w pewnych warunkach zniszczyć i doprowadzić do łączenia się poszczególnych cząstek koloidalnych w duże zespoły, które wytrącają się jako żel.

Układy koloidalne charakteryzuje określona stabilność zależna od układu sił, z których jedne dążą do utrzymaniaa cząstek kolidu w stanie rozproszenia, inne do ich aglomeracji – łączenia w większe skupiska.
Siłami stabilizującymi są przedewszystkim siły elektrostatyczne odpychania się cząstek koloidowych jednoimiennie naładowanych.
Główną siłą przeciwdziałającą istnienia zolu jest duże napięcie powierzchniowe cieczy.

*
Proces koagulacji polega na łączeniu cząsteczek koloidalnych obecnych w wodzie w większe agromeraty, które można następnie usunąć przez sedymentację lub flotację i filtrację. Proces ten przebiega dwuetapowo:
- najpierw następuje przekształcenie koloidu stabilnego w niestabilny |koagulacja|
- tworzenie rozbudowanych aglomeratów |flokulacja|
Obecnie flokulację uważa się za odrębny porces, chociaż jest ona naturalną konsekwencją koagualcji.

* Koloidy i ich ładunek powierzchniowy

Cząstki koloidowe mają jednoimienne ładunki pochodzące bądź z adsorpcji jonów elektrolitów znajdujących się w środowisku dyspersyjnym, bądź też na skutek własnej dysocjacji elektrolitycznej – cząstki koloidowe są tym bardziej stabilne, im mają mniejsze rozmiary i większy ładunek.

Cząstki koloidowe w zależności od zdolności do adsorbowania na sobie cząsteczek rozpuszczalnika dzielimy na:
- liofilowe – ulegają solwatacji – adsorpcji rozpuszczalnika
- liofobowe – nie posiadają takiej zdolności.

Jeśli środowisko dysprsji stanowi woda, wówczas mówimy o koloidach:
- hydrofilowych – zdolnych do hydratacji
tzw „koloidy odwracalne” mają zdolność spontanicznego przechodzenia z żelu w zol, do tej grupy można zaliczyć koloidy kwasów huminowych i fulwowych odpowiedzialne głównie za barwę wody, mikroplankton, bakterie i wirusy również można zaliczyć za koloidy hydrofilowe.

stężenie koloidu – stabilne aż do wysokich stężeń
dehydratacja – po odwodnieniu żel może ponownie przejść w zol
dodanie elektrolitu – niewielkie ilości elektrolitu – brak efektu; duże – wysalanie elektrolitu
rozproszenie światła – słaby efekt Tyndalla

- hydrofobowych – nie absorbujących wody
zaliczyć można cząsteczki odpowiedzialne za mętność wody |gliny, iły|

stężenie koloidu – tylko nieskie stężenia są stabilne
dehydratacja – po odwodnieniu żel bardzo trudno przechodzi w zol
dodawanie elektrolitu – koagulacja pod wpływem elektrolitu
rozproszenie światła – znaczny efekt Tyndalla

W istocie mało jest typowych koloidów liofilowych i liofobowych – najczęściej występują koloidy o właściwościach pośrednich – zbliżonych do jednych lub drugich.
Większość substancji nadających barwę i powodujących mętność wód naturalnych mają charakter hydrofobowy lub nieznacznie tylko hydrofilowy.
Natomiast substacje koloidowe wód zanieczyszczonych mogą mieć bardzo różne właściwości, zależnie od rodzaju domieszek – szczególnie w ściekach przemysłowych.

Ładunek elektryczny koloidów jest wynikiem m.in. selektywnej adsorpcji jonów z otaczającego roztworu na powierzchnię cząsteczki koloidu. Najlepiej adsorbują się jony wchodzące w skład struktury cząstki koloidowej. Dzięki selektywnej adsorpcji cząstktka uzyskuje ładunek dodatni lub ujemny.

*

Cząsteczki koloidalne w wodzie obdarzone są ładunkiem, mimo to roztwór koloidalny jest obojętny elektrycznie, ponieważ ładunki cząsteczek równoważone są przeciwnymi ładunkami zlokalizowanymi po stronie roztworu.

Najprostszy model podwójnej warstwy elektrycznej |Helmoholtza| zakłada, że ładunki przeciwnie zlokalozowne są tuż przy powierzchni cząstki koloidalnej – w tzw warstwie adsorpcyjnej – tworząc podwójną warstę elektryczną. Między tymi warstwami utrzymuje się różnica potencjałów.
W modleu Sterna warstwa elektryczna od strony roztworu jest bardziej skomplikowana.

Ładunek powierzchniowy koloidów hydrofobowych może tworzyć się przez:
- dysocjację substancji tworzącej koloid
- izomorficzne podstawienie, np.: jonu krzemowego przez jon glinowy
- przerwanie wiązania na krawędzu kryształu |znak ładunku zależy od miejsca przerwania|
- niedoskonałość formy kryształu
- adsorpcja jonów

Źródłem ładunku powierzchniowego koloidów hydrofilowych |makrocząsteczki i ich aglomeraty, mikroorganizmy| jest:
- dysocjacja grup funkcyjnych – zmiany pH skutkują wyraźnymi zmianami stopnia dysocjacji, a więc i wielkości ładunku powierzchniowego.

Elektryczne ładunki powierzchniowe koloidów w wodach naturalnych mają z reguły ładunek ujemny

* Mechanizm procesu koagulacji

Koagulację można wywołac kilkoma czynnikami fizycznymi i chemicznymi:
- koloidem o znaku przeciwnym do koloidu koagulowanego
- elektrolitem
- promieniowanie beta i gama
- ogrzewaniem
- mechanicznie – np.: mieszanie
- dehydratacja – po przez dodanie środów odwadniających
- wymrażanie

W technologii uzdatniania wody wykorzystuje się zasadniczo tylkow dwa pierwsze z wymienionych czynników.

Koagulacja przebiegać może wg następujących mechanizmów:
- kompresja |zagęszczanie| warstwy dyfuzyjnej – koagulacja elektorstatyczna

Rodzaj koagulacji powiązany z wartością potencjału, który zależy od siły jonowej ośrodka dyspersyjnego – wody.
Elektrostatyczne siły odpychania miedzy cząsteczkami koloidu, które decydują o jego stabilności zmniejszają się znaczniem gdy podwójna warstwa elektryczna ulega kompresji.
Działanie elektrolitu na koloid polega na zagęszczaniau warstwy dyfuzyjnej jonami o znaku przeciwnym do ładunku cząstek koloidu.
Im wyższa siła jonowa ośrodka dyspersyjnego |im wyższe stężenie elektrolitu|, tym bardziej „ściśnięta” zostaje warstwa podwójna, tym silniej zobojętniony zostaje ładunek cząsteczki koloidu, tym mniejszy jest potencjał.
Efekt ten jest podstawą koagualacji elektrostatycznej.
Większość naturalnych koloidów ma ładunek ujemy – dlatego decydujący wpływ na ich destabilizajcję maja kationy.
Zdolność kationów do koagulacji zależy od ich wartościowości. Kationy wielowartościowe maja wiekszą skuteczność.
Koagulacja elektorstatyczna ma jednak drugorzędne znaczenie w uzdatnianiu wody – w naturalnych wodach występuje Ca²⁺, a jego ilość jest wystarczająca do dla warunków działania kationów – po mimo tego naturalne koloidy istnieją w takich warunkach.

- koagulacja po przez reakcji chemiczną
Model ten zakłada, że w wyniku reakcji chemiczenej pomiędzy koagulantem, a cząstkami kolodu powstaja nierozpuszczalne lub słabo rozpuszczalne produkty. Przykadem takiej koagulacji jest proces w wyniku, którego możliwe jest usunięcie barwy po przez koagulację.

Model takiej koagulacji może uwzględniać regułę Schulza-Hardy`ego |stężenie jonów koniecznych dla koagulacji elektrostatycznej do szóstej potęgi wartościowości kationu, zdolność do koagulowania koloidu rośnie wraz z wartościowością jonu elektrolitu|, ponieważ wprowadzenie przeciwnych ładunków (Al³⁺ lub Fe³⁺) powoduje zobojętnienie ładunku koloidu, obniżenie potencjału i w rezultacie koagulację.

Usuwanie barwy substancji humusowych po przez koagulację silnie zależy od pH.
Tworzenie i wytrącanie kompleksóe glinowych lub żelazowych substancji humusowych zachodzi najlepiej w przedziale 5<pH<5,5 dla soli Al. Oraz 3,7<pH<4,2 i 9,0<pH<9,6 dla soli Fe.
Dawka koagulantu ma w tym przypadku istotne znaczenie na efekt koagulacji.
Efek jest związany również ze zmianą potencjału – najlepszy efekt jest związany z nutralizacją ładunku cząstek koloidowych.
Neutralizacja ujemnego ładunku koloidu zachodzi aż do uzuskania niewielkiego ładunku dodatniego.

- adsorpcja z neutralizacją ładunki cząsteczki
Zakłada on wytrącenie się nierozpuszczalnego osadu na granicy faz cząstka koloidalna-roztwór.
Model tan zakłada, że destabilizacja koloidu rozpoczyna się natychmiast po przekroczeniu iloczynu rozpuszczalności przez wodorotlenki glinu i żelaza.
Wodototlenki te naładowane są zazwyczaj dodatnia podczas gdy cząsteczki koloidalne majłą ładunek ujemny. Wytrącanie powoduje więć neutralizację ładunku.
Przy nadmiernej ilości wytrącanych produktów hydrolizy możę jednak dojąć do restabilizacji koloidu po przez odwrócenie ładunku.

Destabilizacje koloidu przez neutralizację ładunku można uzyskać po przez doprowadzenie do zetknięcia się dodatnio naładowanych produktów hydrolizy z cząstkami kolodu, zanim hydroliza się zakończy i nie utworzy się osad wodorotlenku glinu.
Produkty hydrolizy wodorotlenków glinu tworza się w ciągu mikrosekun dlatego, aby neutralizacją ładunku nastapiła istotne jest szybie rozproszenie koagulanta w wodzie – osiąga się to po przez szybkie mieszanie.

- uwikłanie w sedymentujący osad – „sweep coagulation”
Zachodzi ona w rejonach najmniejszej rozpuszczalności wodorotlenków pochodzących z koagulantów.
Koagulacja taka ma miejsce tylko wówczas kiedy woda jest przesycona produktami hydrolizy koagulantu o trzy do czterech rzędów wielkości. Zachodzi w tedy wytrącanie się osadu. Opadający osad „zabiera” ze sobą cząstki koloidalne.

Jest to mechanizm współstrącania cząstek koloidu wraz z powstającym osadem wodorotlenków.

- adsorpcja umożliwiająca mostkowanie między cząsteczkami „bridging coagulation”
Mechanizm taki obserwuje się w przypadku koagulantów, których struktura umożliwia adsorpcję na co najmnij dwóch cząstkach kolodu.
Przypadek taki można zaobserwować kiedy po przez hydrolizę koagulanty tworzą struktury polimeryczne lub do koagulacji stosuje się polimery organiczne.

Najczęściej spotykane koloidy w wodach naturalnych – cząstki gliny, iłym związki humusowe i krzemionka – obdarzone są ładunkami ujemymi; odpychają się wzajemnie – utrzymując się w roztworze tworzą zole – w celu wytrącenia wprowadza się do roztworu związki dostarczające ładunku dodatniego – elektrolity lub inne koloidy naładowane przeciwnie.

Przebieg koagulacji:
Na proces koagulacji składają się następujące kolejne operacje
- przygotowanie roztworu koagulanta i jego dawki
- szybkie wymieszanie koagulanta z uzdatnianą wodą
- reakcja koagulanta ze składnikami wody
- tworzenie się i wzrost kłaczków oraz ich opadanie

proces koagulacji przebiega w 2 etapach
- wymieszanie roztworu koagulanta z wodą w ciągu kilku minut i zajście reakcji chemicznej
- powolne mieszanie trawjące 15-30min podczas, którego zachodzą procesy fizyko-chemiczne wzrostu kłaczków – flokulacja, adsorpcja zanieczyszczeń na powierzchni kłaczków, opadanei osadu – sedymentacja.

* Stosowane koagulanty i ich właściwości

Hydrolizujące, nieorganiczne sole glinu i żelaza to koagulany najczęściej stosowane w procesach uzdatniania wody i oczyszczania ścieków.

najczęściej stosowane koagulanty to siarczan glinu, chlorek glinowy, glinian sodowy; sole żelaza – siarczan żelazowy, chlorek żelazowy, siarczan żelazawy, siarczan żelazawy utleniony chlorem lub tlenem.

Al₂(SO₄)₃
Reaguje dwustopniowo, najpierw ulega hydrolizie, a następnie zachodzi reakcja między kwasem powstającym w wyniki hydrolizy, a wodorowęglanami.
W środowisku o określonym pH wodorotlenek glinowy ma ładunek dodatni, przy czym powstający koloidowy Al(OH)₃ wypada z roztworu w postaci kłaczkowatego osadu uwodnionego tlenku
2Al(OH)₃ → Al₂O₃ * 3H₂O
Osad ten dzięki dużej powierzchni adsorpcyjnej porywa naturalne zawiesiny koloidów, które następnie zostają usunięte na filtrach.

Siarczan glinu używany jest do wód miękkich o małej twardości węglanowej wymaga wprowadzenia jednocześnie substancji neutralizujących np.: NaOH, Na₂CO₃ lub Ca(OH)₂ – aby zobojętnić kwaśne produkty hydrolizy siarczanu glinowego i spowodować wytrącanie wodorotlenku glinowego.


FeSO_4­
Siarczan żelazowy ulega w wodzie hydrolizie; powstaje osad wodorotlenku żelaza Fe(OH)₂ i kwas siarkowy VI
nastepnie kwas siarkowy reaguje z wodorowęglami Ca(HCO₃)₂, które to zobojętniają go; powstają analogiczne produkty reakcji: siarczany wapnia i dwutlenek węgla.
Tworzący się początkowo wodorotlenek żelazawy ma dość dużą rozpuszczalność i daltego tylko częściowo wytrąca się w postaci kłaczków, dopiero pod wpływem tlenu rozpuszczonego w uzdatnianej wodzie Fe(OH)₂ utlenia się do znaczenie mniej rozpuszczalnego Fe(OH)₃, który wypada w postaci kłaczków.

Koagulacja solami żelaza ma lepsze działanie niż siarczan glinu:
- osad wodorotlenku żelazowego Fe(OH)₃ jest 1,5 razy cięższy od glinowego, szybciej opada
- jest mniej wrażliwy na wyższą alkaliczność – nie tworzą się łatwo żelaziany

Wady
- zwiększenie zawartości żelaza w wodzie
- przy użyciu chlorku żelazaIII – może nastąpić znaczy spadek pH

FeCl₃
Na₂Al₂O₄
Koagulacja daje lepsze wyniki niż w przypadku siarczanu glinu.
Powstaje osad Al(OH)₃ w wyniku hydrolizy w roztoworach wodnych oraz w reakcjach z solami Ca, Mg i wolnym CO₂
Może być użyty w niższej temperaturze, wiąże krzemionkę oraz sole Mg.
Kosztowniejszy.

* Chemizm koagulacji

Koagulacja jest procesem zmniejszenia dyspersji ukaldu koloidowego, w wyniku którego następuje łączenie się cząsteczek substancji rozpuszczonej w większe skupiska, widoczne gołym okiem i łatwo opadające w postacji kłaczkowatego osadu.
Kłaczki mają dużą zdolność adsporpcji na swojej powierzchni koloidów i drobnych opadających zawiesin.

Koagulacji zolu sprzyjają: zwiększenie stężenia elektrolitów w roztworze z dodatek koloidu o przeciwnym znaku.

Koagulacja pod wpływem dango elektrolitu polega na zwiekszaniu liczby jonów o znaku przeciwnym niż ładunek cząstki koloidowej.
Zewnętrzna warstwa cząstki koloidowej znajdującej się w roztworze wodnym posiada podwójną warstwę elektryczną:
- pierwszą stanowi warstewka jonów zaadsorbowanych
- drugą – znajdująca się w pewnej odległości warstwa jonów przeciwengo znaku wraz z odpowiednią ilością cząsteczek wody.

Pierwsza znajduje się na powierzchni cząstki, druga stanowi obszar rozmyty, dyfuzyjny, rozciągający się w głąb fazy roztworu.

Ta zewnętrzna warstwa – dyfuzyjna zmniejsza się i może nastąpić zetknięcie się i aglomeracja cząstek.
Zdolność koagulacji jonów zależy od wielkości łądunku, a więc od wartościowości jonów.

W procesie koagulacji stosowanej do oczyszczania wów naturalnych mamy do czynienia z udładem, w którym występuje woda jako czynikik dyspergujacy oraz dwa rodzje koloidów:
- nadającej wodzie mętność i zabarwienie
- powstające podczas dodawania koagulantu

Pierwsze mają najczęściej ładunek ujemny, natomiast wodorotlenki Fe, Al., powstające po dodaniu typowych koagulantów jakimi są sole tych metalio – ładunek dodatni.
Ujemnie naładowane koloidy, jako cząstki obdarzone ładunkiem jenoimiennym odpychają się, przy czym ustala się pewien stan trwały, stabilny, uniemożliwiający tworzenie się większych skupisk cząstek w postaci żelu. Po przez zobojętnienie dodatnio naładowanym koloidowymi wodorotlenkami koagulantów ulegają destabilizacji i wytrącają się w postacji kłaczków.

* Czynniki wpływające na przebieg i skutek porcesu koagulacji

Wynik koagulacji zależy od następujących czynników:
- odpowiednie stężenie koagulanta
- temperatura – nie może być zbyt niska – powstanie zbyt drobnych kłaczków
- optymalne pH
- dobre wymieszanie koagulanta z wodą
- rodzaj zawiesiny

* Flokulacja |mechanizm procesu|, flokulanty

W procesie flokulacji faza rozproszona łączy się w większe aglomeraty, które można usuwać z wody w procesie filtracji, sedymentacji lub flotacji.
Flokulację poprzedza zazwyczaj proces koagulacji, utleniania koloidu ochronnego, zmiana pH lub temperaturyc, kontakt ze złożem oraz/lub zastosowanie reagentów wspomagających koagulację.
Flokulacja może zajść wówczas kiedy dochodzi do bezpośrednich kontaktów |zderzeń| między cząsteczkami zawieszonymi.
W tym celu muszą zostać pokonane siły odpychania; energia tych siła bardzo zależy od dystansu pomiędzy cząsteczkami i staje się ustotna dopiero przy bardzo małych odległościach.

Proces flokulacji może przebiegać wedlug jednago z dwóch mechanizmów:
- flokulacja perikinetyczna – do zmniejszenia stopnia dyspersji dochodzi w wyniku zderzeń zdestabilizowanych cząstek koloidu wywołanych głównie ruchami Browna
Flokulacja perikinetyczna zachodzi tylko wtedy, kiedy cząstki są mniejsze od 1mikrometra. Z technologicznego punktu widzenia flokulacja perikinetyczna nie ma istotnego znaczenia.

- flokulacja ortokinetyczna – zderzenia cząstek zachodzą pod wpływem czynników zewnętrznych – w technologii wody i ścieków ma zasadnicze znaczenie praktyczne.
Czynnikami zewnętrznymi umożliwiającymi pokonanie bariery energetycznej dzięki czemu możliwe jest zderzanie cząstęczek są siły ciążenia |sedymentacja|, mieszanie, filtracja przez złoże porowate lub zakłucenie ruchu cząsteczek przy przepływie przez warstwę zawieszonego osadu.
Największe znaczenie ma mieszanie.

Proawdopodobienstwo kolizji cząstek koloidowych, a w konsekwencji ich aglomeracji jest w przypadku flokulacji perikinetycznej nieporównywalnie mniejsze niż we flokulacji ortokinetycznej i dlatego w technologii uzdatniania wody hydraulika porcesu flokulacji ma – obok chemizmu koagulacji – kluczowe znaczenie

Mieszanie w procesach koagulacji/flokulacji jest istotnym parametrem technologicznym; w przypadku flokulacji ortokinetycznej jego intensywność powinna być różna na poszczególnych etapach ponieważ ma ona na celu:
- skuteczne zdyspergowanie reagnetów w uzdatnianej wodzie
- wyrównanie jakości uzdatnianej wody
- wspomaganie koagulacji i flokulacji

Podczas flokulacji intesywność mieszania powinna zapewnić kontak poszczególnych koagulujących cząsteczek, jednak nie powinna być na tyle wysoka, by siły ścinające były wyższe niż siły kohezji.

Wspomaganie flokulacji
środku służące do wspomagania flokulacji mają ogromny wpływ na ostateczną efektywność procesu.
Wspomaganie flokulacji polega na obciążaniu powstających kłaczów lub na niszczeniu warstwy koloidów ochronnych utrudniających prawidłowy przebieg destabilizacji i koagulacji

W pierwszym przypadku środkami wspomagajcymi flokulacjię są wszelkiego rodzaju obciążniki kłaczków oraz polimery nieorganiczne i syntetyczne polielektrolity organiczne
W drugim silne utleniacze.

Wspomaganie flokulacji w wodach miękkich za pomocą wapna polega raczej na stworzeniu warunków dla hydrolizy podtawowego koagulantu.



* Metody strąceniowe |strącanie/koagulacja wapnem, strącanie za pomocą NaOH, Na₂CO₃|

* Zasada oznaczania utlenialności nadmanganianowej

Utlenialność …

Zasadniczy mechanizmem dezaktywacji mikroorganizmów nadmanganianem potasu jest bezpośredni utlenianie materiału komórkowego lub niszczenie specyficznych enzymów.
Nadmanganian potasu jest bardzo skuteczny w przypadku niszczenia Vibrio choleare, lecz zdecydowanie mniej skuteczny w stosunku do innych patogenów.
Stosując KMnO₄ należy brać pod uwagę możliwość adsorpcji komórek bakterii |mających ładunki powierzchniowe| ma wytrącającym się z wody MnO₂

LITERATURA
Kowal A.L. Świderska, Bróż M. Oczyszczanie wody. 96`
Nawrocki, Biłozor Uzdatnianie wody
Kańska i inni Ćwiczenia laboratoryjne z biologii sanitaryjnej
Łomotowski Nowoczesne metody oczyszczania ścieków
Hermanowicz Fizyko-chemiczne badanie ścieków i wody.