Paweł Muszyński* WPŁYW SURFAKTANTÓW NA SORPCJĘ

Transkrypt

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych
nr
49, 2011 r.
Paweł Muszyński*
WPŁYW SURFAKTANTÓW NA SORPCJĘ IZOPROTURONU
W GLEBACH
EFFECT OF SURFACTANTS ON THE SORPTION OF ISOPROTURON
IN SOILS
Słowa kluczowe: izoproturon, sorpcja, gleby, surfaktanty.
Key words: isoproturon, sorption, soils, surfactants.
The effect of surfactants on the sorption of herbicide, isoproturon in sandy and loamy soils
was studied. The surfactants used in this study were: a cationic Hyamine 1622, an anionic
SDS(sodium dodecyl sulphate), and a non-ionic Tween 40. The influence of each surfactant
was investigated at doses corresponding to concentrations above, equal, and below the
CMC (critical micelle concentration). The sorption of isoproturon was determined by batch
method. A portion of 1 g soil was added to 5 cm3 of isoproturon solution or mixture of isoproturon and surfactant. The suspensions were shaken at room temperature for 6h and then
centrifuged at 4000 rpm for 25 min. The supernatants were analyzed for isoproturon concentration by HPLC. The amount of isoproturon sorbed in soils in the presence of Hyamine
was greater than that in soils without Hyamine addition and increased significantly with the
increase of Hyamine concentration. The addition of SDS at the lowest (CMC/5) and medium
(CMC) doses increased the sorption of isoproturon. However, the effect of SDS on the sorption of isoproturon was lower than that of Hyamine. In contrast, the addition of Tween 40 at
all three doses reduced the sorption of isoproturon in studied soils.
1. WPROWADZENIE
Herbicydy są używane do zwalczania niepożądanych roślin i stanowią największą grupę pestycydów stosowanych w Polsce [Banaszkiewicz 2003]. Sorpcja herbicydów przez
* Dr Paweł Muszyński – Katedra Chemii, Uniwersytet Przyrodniczy, ul. Akademicka 15,
20-950 Lublin; tel.: 81 445 56 65; e-mail: [email protected]
288
Wpływ surfaktantów na sorpcję izoproturonu w glebach
gleby jest zasadniczym procesem, który decyduje o transporcie, biodostępności i degradacji tych związków [Wolfe, Seiber 1993]. W procesie sorpcji herbicydów istotny wpływ mają:
rodzaj i zawartość materii organicznej oraz minerałów ilastych [Durović i in. 2009], pH [Ertli
i in. 2004] i wilgotność gleby [Gaillardon, Dur 1995]. Według Gevao i in. [2000] w procesy
wiązania pestycydów w glebach mogą być zaangażowane oddziaływania van der Waalsa
i π – elektronowe, jak również mechanizmy wykorzystujące tworzenie wiązań wodorowych,
kowalencyjnych i jonowych. Zachowanie się pestycydów w glebach zależy także od wartości współczynnika podziału oktanol-woda [Iglesias-Jiménez i in. 1997], rozpuszczalności
w wodzie [Lee i in. 1989], jak i obecności w roztworze glebowym innych substancji, w tym
surfaktantów [Hernández-Soriano i in. 2007].
Charakterystyczną cechą surfaktantów jest zdolność obniżania napięcia powierzchniowego oraz zmiany wielkości kąta zwilżania [Miyamoto 1985; Abu-Zreig i in. 2003]. Specyficzne właściwości surfaktantów wynikają z amfifilowej budowy ich cząsteczek, które składają
się z dwóch części: niepolarnej (hydrofobowej) i z części polarnej o charakterze jonowym
lub dipolowym [Rodriguez-Cruz i in. 2006]. Wykazano, że surfaktanty niejonowe i anionowe
mogą zwiększać rozpuszczalność pestycydów na drodze solubilizacji i tym samym wpływać
na przemieszczanie się tych związków w profilu glebowym [Sánchez-Camazano i in. 2003;
Xiarchos, Doulia 2006]. Proces solubilizacji następuje w micelach tworzonych przez surfaktant przy odpowiednim jego stężeniu nazywanym krytycznym stężeniem micelizacji (KSM)
[Smith i in. 2004]. Ze względu na zdolność rozpuszczania związków organicznych niektóre
z surfaktantów wykorzystuje się w remediacji gleb zawierających pestycydy i węglowodory
[Laha i in. 2009]. Z kolei sorpcja surfaktantów kationowych przez minerały ilaste prowadzi do
powstania kompleksów organiczno-mineralnych, które wykazują znaczenie lepszą efektywność wiązania pestycydów niż materia organiczna [Lee i in. 1989; Rodriguez-Cruz i in. 2007].
Izoproturon, czyli 3-(4-izopropylofenylo)-1,1-dimetylomocznik jest herbicydem o selektywnym i systemicznym działaniu, stosowanym głównie w zwalczaniu miotły zbożowej
w uprawach zbóż ozimych [Benoit i in. 2008].
Celem pracy było określenie wpływu stężenia surfaktantów (hiaminy 1622, dodecylosiarczanu(VI) sodu, tweenu 40) na efektywność sorpcji izoproturonu w glebach.
2. MATERIAŁ I METODYKA BADAŃ
W badaniach wykorzystano glebę płową wytworzoną z piasku oraz glebę brunatną wytworzoną z gliny zwałowej. Wymienione gleby, ze względu na charakter skał macierzystych,
nazwano w pracy glebą piaszczystą i gliniastą. Próbki gleb pobrano z poziomu Ap, wysuszono
na powietrzu, następnie przesiano przez sito o średnicy oczek 2 mm i uśredniono. W pobranym materiale glebowym oznaczono: skład granulometryczny metodą Cassagrande’a w modyfikacji Prószyńskiego, zawartość węgla organicznego metodą Tiurina, pH w 1 mol/dm3 KCl
elektrometrycznie, powierzchnię właściwą metodą adsorpcji pary wodnej, kwasowość hydro-
289
Paweł Muszyński
lityczną (Hh) i sumę zasadowych kationów wymiennych (S) metodą Kappena. Pojemność
sorpcyjną obliczono jako sumę Hh i S. Właściwości fizykochemiczne gleb przedstawia tabela.
Tabela Właściwości fizykochemiczne gleb
Table Physicochemical properties of soils
Procent frakcji o Ø, mm
Gleba
1,0–0,1 0,1–0,02 0,02–0,002 < 0,002
Piaszczysta
Gliniasta
80
29
14
19
2
34
4
18
pH
OC,
g/kg
3,9
5,6
5
17
Pojemność
sorpcyjna,
mmol(+)/kg
35,8
341,6
Powierzchnia
właściwa,
m2/g
8,67
49,09
Objaśnienie: OC – zawartość węgla organicznego.
W badaniach sorpcji stosowano wodne roztwory izoproturonu o stężeniu 2, 3, 4, 5 i 7,5
mg/dm3 oraz roztwory izoproturonu z dodatkiem jednego z następujących surfaktantów
(Sigma-Aldrich, Niemcy): kationowego: hiamina 1622 (masa cząsteczkowa = 448,1 g/mol,
KSM (krytyczne stężenie micelizacji) = 1,232 g/dm3 [Cui i in. 2002]); anionowego: dodecylosiarczan(VI) sodu (skrót SDS, masa cząsteczkowa = 288,4 g/mol, KSM = 2,38 g/dm3 [Rodriguez-Cruz i in. 2006]); niejonowego: tween 40 (masa cząsteczkowa 1282 g/mol; KSM =
0,029 g/dm3 [Yeh i in. 1998]). Stężenie surfaktantów w roztworach wynosiło: KSM/5, KSM
i 5KSM. Wzory izoproturonu i surfaktantów przedstawiono na rysunku 1.
H3 C
O
H3C
N
H3 C
C
N
C
+
O
CH3
N
O
H3C
CH3
Cl-
CH3
H
a)
CH3
H3C
b)
H3C
CH3
O
(
(O
O
H3C
S
O
)O
) OH
O
O
-
O Na
O
+
HO
c)
d)
(
O
)
z
(O
C15H31
w
x
)
OH
y
x + y + z + w = 20
Rys.
Struktura izoproturonu
(a) i(a)
surfaktantów:
b – hiamin,
c – SDS,c d––SDS,
tweend40– tween 40
Rys.1.1.Struktura
izoproturonu
i surfaktantów:
b – hiamin,
Fig.
of of
isoproturon(a)
and surfactants
Fig.1.1.Structure
Structure
isoproturon(a)
and surfactants
8
P sorpcji przeprowadzono w warunkach 35
Badania
statycznych: 1 g gleby wytrząsano z 5 P
% sorpcji
S, mg/kg
30
G
roztworu przez 6 godzin w temperaturze pokojowej. Po tym czasie za- G
cm3 odpowiedniego
6
25
wiesiny glebowe wirowano z prędkością 4000 obrotów/min
w czasie 25 min. Następnie
20
4
otrzymany roztwór analizowano na zawartość izoproturonu
metodą wysokosprawnej chro15
10
matografii
cieczowej (HPLC). W analizie używano kolumny
Hypersil Gold RP-18 i detektora
2
5
0
0
290
0
2
4
3
Ce, mg/dm
6
8
2
3
4 3
C0, mg/dm
5
Objaśnienia: S – wielkość sorpcji, Ce – stężenie równowagowe, C0 – stężenie początkowe. Słupki błędu
przedstawiają odchylenie standardowe z trzech oznaczeń
7,5
UV-VIS przy λ = 210 nm. Fazę ruchomą stanowiła mieszanina rozpuszczalników acetonitryl/
woda (40/60, v/v). Stosowano przepływ 0,7 cm3/min. Ilość izoproturonu, zasorbowaną przez
glebę (S, [mg/kg]), obliczono na podstawie wzoru:
S = (C0 – Ce) · V/m,
gdzie:
C0 i Ce – początkowe i równowagowe stężenie izoproturonu, mg/dm3,
V – objętość roztworu, dm3,
m – masa gleby, kg.
Czas niezbędny do osiągnięcia równowagi sorpcyjnej określono przez wytrząsanie 1 g
próbek gleb z 5 cm3 roztworu izoproturonu o stężeniu 7,5 mg/dm3 w czasie 30, 60, 180, 300,
360, 480, 600, 720 minut. Wszystkie doświadczenia wykonano w trzech powtórzeniach.
H3 C
O
H3C
N
H3 C
C
N
C
CH3
CH3
H
+
O
N
O
H3C
3. WYNIKI I DYSKUSJA
CH3
Cl-
CH3
H C
3
w glebie
piaszczystej i gliniastej przedstaa) Izotermy oraz procent sorpcji izoproturonu
b)
H3C
CH3
wiono na rysunku 2. Z przebiegu izoterm wynika, że
sorpcja izoproturonu była większa
w glebie gliniastej niż piaszczystej. Największe różnice w sorpcji między glebami obserO
wowano dla wyższych stężeń równowagowych.
Ogólnie można stwierdzić,
że izoproturon
O
O
(
)O
C H
S
wykazywał niewielkie powinowactwo
do badanych gleb. Świadczą
o tymOHstosunkowo niO
O
O Na
HC
(O
)
O
skie stopnie sorpcji izoproturonu,
które dla najniższego stężenia początkowego
2 mg/dm3
OH
HO
O
O)
(
(
)
nie przekraczały 30% w obu glebach, przy najwyższym zaś stężeniu 7,5 mg/dm3 wynosiły:
w
-
15
31
+
3
x
c)
z
d)
y
x + y + z + w = 20
14,1% w glebie piaszczystej i 20,6% w glebie gliniastej (rys. 2). Również w badaniach Ne-
Rys. 1. Struktura izoproturonu (a) i surfaktantów: b – hiamin, c – SDS, d – tween 40
meth-Konda in. [2002] sorpcja izoproturonu miała charakter nieliniowy, a jej efektywność
Fig. 1. Structure of isoproturon(a) and surfactants
zmniejszała się ze wzrostem stężenia herbicydu.
P
G
6
% sorpcji
S, mg/kg
8
4
2
0
0
2
4
3
Ce, mg/dm
6
8
35
30
25
20
15
10
5
0
P
G
2
3
4 3
C0, mg/dm
5
7,5
Objaśnienia:S S
– wielkość
sorpcji,
– stężenie
równowagowe,
C0 – stężenie
początkowe.
równowagowe,
C0 – stężenie
początkowe.
Słupki błęduSłupki
Objaśnienia:
– wielkość
sorpcji,
Ce –Cstężenie
e
błędu przedstawiają
odchylenie
standardowe
z trzech oznaczeń.
przedstawiają
odchylenie
standardowe
z trzech oznaczeń
Rys. 2. Izotermy i procent sorpcji izoproturonu w glebie piaszczystej (P) i gliniastej (G)
Fig. 2. Isotherms and percent of sorption of isoproturon in sandy soil (P) and loamy soil (G)
Rys. 2.Izotermy i procent sorpcji izoproturonu w glebie piaszczystej (P) i gliniastej (G)
Fig. 2. Isotherms and percent of sorption of isoproturon in sandy soil (P) and loamy soil (G)
S, mg/kg
8
6
291
4
2
P
35
P
30
G
6
25
Paweł Muszyński
20
4
15
10
2
Krzywe na rysunku 3 przedstawiają kinetykę sorpcji izoproturonu z roztworu o stężeniu
5
że sorpcja izoproturonu była procepoczątkowym
7,5 mg/dm3. Uzyskane dane wskazują,
0
0
0
2
4
6
8
2 się na
3 poziomie
4 3 4 mg/kg
5
7,5
sem szybkim. Po upływie
1 3godziny sorpcja kształtowała
w gleCe, mg/dm
C0, mg/dm
8
% sorpcji
S, mg/kg
P
G
bie piaszczystej i 6,7 mg/kg w glebie gliniastej, co w odniesieniu do początkowej zawartości
Objaśnienia: S – wielkość sorpcji, Ce – stężenie równowagowe, C0 – stężenie początkowe. Słupki błędu
przedstawiają
odchylenie
standardowe
z trzech oznaczeń
izoproturonu
w roztworze
stanowiło
odpowiednio 10,8 i 17,9%. Dalsze wydłużenie czasu
Rys. 2. Izotermy i procent sorpcji izoproturonu w glebie piaszczystej (P) i gliniastej (G)
sorpcji
do
12
godzin
powodowało
nieznaczne
w poziomie
sorpcji.
Podobne wyniki
Fig. 2. Isotherms and percent of sorption of isoproturon in wahania
sandy soil (P)
and loamy soil
(G)
otrzymali Singh i in. [2001].
S, mg/kg
8
6
4
P
G
2
0
0
100
200
300
400
500
600
700
t, min
Objaśnienia: S – wielkość sorpcji, t – czas. Słupki błędu przedstawiają odchylenie standardowe
z trzech oznaczeń.
Objaśnienia:
S – wielkość sorpcji, t – czas. Słupki błędu przedstawiają odchylenie standardowe z trzech
oznaczeń
Rys. 3. Kinetyka sorpcji izoproturonu w glebie piaszczystej (P) i gliniastej (G)
Rys.
sorpcjiofizoproturonu
piaszczystej
(P)(G)
i gliniastej (G)
Fig.
3. 3.Kinetyka
Kinetics of sorption
isoproturon in w glebie
sandy soil (P)
and loamy soil
Fig. 3. Kinetics of sorption of isoproturon in sandy soil (P) and loamy soil (G)
Wyniki badań przedstawione na rysunkach 4 i 5 wskazują, że obecność hiaminy powodowała zwiększenie sorpcji izoproturonu w glebach w stosunku do próbek niezawierających
surfaktanta. W glebie piaszczystej największe zmiany w wielkości sorpcji odnotowano dla
stężenia hiaminy KSM, a odpowiednio mniejsze dla stężenia KSM/5 (rys. 4). Sorpcja izoproturonu w obecności hiaminy zależała także od stężenia herbicydu w roztworze wyjściowym.
Przy stężeniu 7,5 mg/dm3 wartości sorpcji były największe i wynosiły 9,7, 17,6 i 12,8 mg/kg
odpowiednio dla dawek hiaminy: KSM/5, KSM i 5KSM. Stwierdzono, że ze wzrostem stężenia izoproturonu intensywność jego sorpcji zmniejszała się w następujących zakresach:
60,3–25,9% – dla dawki hiaminy KSM/5, 60,1–47,1% – dla dawki hiaminy KSM oraz 43,4–
34,2% – dla dawki hiaminy 5KSM.
W glebie gliniastej ze wzrostem stężenia hiaminy obserwowano zwiększenie sorpcji
izoproturonu (rys. 5). Efekt ten był różny, zależnie od stężenia hiaminy. Największe wartości sorpcji uzyskano przy stężeniu hiaminy 5KSM, a najmniejsze przy stężeniu KSM/5.
Dla hiaminy o stężeniu 5KSM sorpcja izoproturonu mieściła się w zakresie 9,9–35,1 mg/
kg i była średnio ponad 2,5-krotnie wyższa od wartości w układzie z dawką KSM/5. W porównaniu z glebą piaszczystą stopnie sorpcji izoproturonu zmieniały się nieznacznie ze
wzrostem stężenia herbicydu. Największy procent sorpcji, powyżej 97%, odnotowano
w zakresie niskich stężeń izoproturonu (2 i 3 mg/dm3) przy dawce hiaminy 5KSM. Otrzymane wyniki są zgodne z rezultatami badań przeprowadzonych przez Hernandez-Soriano
292
20
2015
1510
15
105
10
550
bS
KSM/5
bS
bSKSM
KSM/5
5KSM
KSM/5
KSM
KSM
5KSM
5KSM
3
60
60
40
40
40
20
2020
0
4
5
7,5
2
3
4
5
7,5
3
3
C0, mg/dm
C0, mg/dm
00
2
3
4
5
7,5
2
3
4
5
7,5
7,5
22
33
4 4 3 35 5
3
Objaśnienia: bS – ilość izoproturonu
zasorbowana w nieobecności
hiaminy,
KSM/5,
KSM i 5KSM7,5
– stęmg/dm3
0, mg/dm
CC00, ,mg/dm
, mg/dm
C0C
00
2
60
% sorpcji
% sorpcji
% sorpcji
20
żenia
hiaminy,bSS ––ilość
wielkość
sorpcji,zasorbowana
C0 – stężenie
początkowe.hiaminy,
Słupki błędu
Objaśnienia:
izoproturonu
w nieobecności
KSM/5,przedstawiają
KSM i 5KSM –odchylenie
stężenia
standardowe
z trzech
oznaczeń.
hiaminy,
S – wielkość
sorpcji, C0 – stężenie początkowe. Słupki błędu przedstawiają odchylenie
standardowe
z trzech
oznaczeńzasorbowana
Objaśnienia:
bS –– ilość
ilość
izoproturonu
zasorbowanaww nieobecności
nieobecnościhiaminy,
hiaminy,KSM/5,
KSM/5,
KSM
i 5KSM
– stężenia
Objaśnienia:
bS
izoproturonu
KSM
i 5KSM
– stężenia
Rys. hiaminy,
4.
WpływSShiaminy
na na
sorpcję
izoproturonu
wpoczątkowe.
glebiew glebie
piaszczystej
stężenie
początkowe.
Słupki
błęduprzedstawiają
przedstawiają
odchylenie
hiaminy,
wielkość
sorpcji,
Rys.
4.Wpływ
sorpcję
izoproturonu
piaszczystej
Słupki
błędu
odchylenie
––hiaminy
wielkość
sorpcji,
CC0 0––stężenie
Fig. 4.
Effect of hyamine
the sorption of isoproturon in sandy soil
standardowe
trzechon
oznaczeń
standardowe
zz trzech
oznaczeń
Fig. 4.Wpływ
Effecthiaminy
of hyamine
on the
sorption w
ofglebie
isoproturon
in sandy soil
Rys.
nasorpcję
sorpcję
izoproturonu
piaszczystej
4. Wpływ hiaminy
na
izoproturonu
w glebie
piaszczystej
Fig. 4. Effect
Effect of
of hyamine
hyamineon
onthe
thesorption
sorptionofofisoproturon
isoproturonininsandy
sandysoil
soil
bS
KSM/5
KSM
bS
bS
5KSM
KSM/5
KSM/5
KSM
KSM
5KSM
5KSM
30
40
20
30
10
20
0
10
00
2
22
100
80
100
100
60
8080
40
6060
20
4040
0
% sorpcji
% sorpcji
% sorpcji
S, mg/kg
mg/kg
S,
S, mg/kg
40
3
4
3
C0, mg/dm
5
2020
7,5
2
3
00
33
4
3
C0, mg/dm
5
7,5
44
55
7,5
22
33
44
5 5
7,57,5
7,5
3 3
33
, mg/dm
C0C
CC00, ,mg/dm
,
mg/dm
0
mg/dm
Objaśnienia: bS – ilość izoproturonu zasorbowana w nieobecności hiaminy, KSM/5, KSM i 5KSM – stężenia
stężenie początkowe.
Słupki błęduhiaminy,
przedstawiają
odchylenie
hiaminy,bS
S ––wielkość
sorpcji, C0 – zasorbowana
Objaśnienia:
ilość izoproturonu
w nieobecności
KSM/5,
KSM i 5KSM – stęstandardowe
trzech oznaczeń
żenia hiaminy,
S– ilość
– zwielkość
sorpcji,
C0 – stężenie
początkowe.
SłupkiKSM/5,
Objaśnienia:
bS
izoproturonu
zasorbowana
w
nieobecności
hiaminy,
KSM
i 5KSM
–odchylenie
stężenia
Objaśnienia:
bS hiaminy
– ilość izoproturonu
zasorbowana
w nieobecności
hiaminy, KSM/5, KSM
i 5KSM
– stężenia
Rys.
5.
Wpływ
na
sorpcję
izoproturonu
w
glebie
gliniastej
standardowe
oznaczeń.
początkowe.
Słupki błędu
przedstawiają odchylenie
hiaminy, z trzech
SS –– wielkość
sorpcji, CC0 ––stężenie
stężenie
początkowe.
wielkość
Fig. 5.hiaminy,
Effect of
hyamine
onsorpcji,
the sorption
of isoproturon
in loamySłupki
soil błędu przedstawiają odchylenie
0
standardowe
standardowe zz trzech
trzechoznaczeń
oznaczeń
Rys.5.
hiaminy
na sorpcję
izoproturonu
w glebie
Rys.
Wpływ
na
izoproturonu
wwglebie
Rys.
5.5.Wpływ
Wpływ hiaminy
hiaminy
nasorpcję
sorpcję
izoproturonu
glebiegliniastej
gliniastej gliniastej
Fig. 5.
Effect of
hyamine
on
sorption ofofisoproturon
ininloamy
Fig.
hyamine
onthe
the
isoproturon
loamysoil
soil
Fig.5.5.Effect
EffectofbSof
hyamine
onsorption
the sorption
of isoproturon
in loamy soil
8
8
6
6
4
4
2
2
6
4
2
60
KSM/5
KSM
bS
bS
5KSM
KSM/5
KSM/5
KSM
KSM
5KSM
5KSM
0
2
3
4
3
C0, mg/dm
5
7,5
% sorpcji
% sorpcji% sorpcji
mg/kg
S,S,
mg/kg
S, mg/kg
8
45
60
60
30
45
45
15
30
30
0
15
15
2
3
4
3
C0, mg/dm
5
7,5
0
0
2
3
4
5
7,5
2
3
4
5
7,5
3
3
2
3 C0i, mg/dm
4 – 3stężenia
5
7,5
4
5
7,5nieobecności SDS, KSM/5,
C0, mg/dm
Objaśnienia:2bS – ilość3 izoproturonu
zasorbowana
w
KSM
SDS,
3
, mg/dm
C05KSM
C0, mg/dm
0
0
S – wielkość sorpcji, C0 – stężenie początkowe. Słupki błędu przedstawiają odchylenie standardowe z
trzech oznaczeń
Objaśnienia:
bS – ilość izoproturonu zasorbowana w nieobecności SDS, KSM/5, KSM i 5KSM –
Objaśnienia:
bS –SDS
ilość
zasorbowana
w nieobecności
SDS, KSM/5, KSM i 5KSM – stężenia SDS,
Rys. 6. Wpływ
naizoproturonu
sorpcjęsorpcji,
izoproturonu
w glebie
piaszczystej
stężenia
SDS,
S– –ilość
wielkość
C0 – stężenie
początkowe.SDS,
Słupki
błęduKSM
przedstawiają
odchylenie
Objaśnienia:
bS
izoproturonu
zasorbowana
win
nieobecności
KSM/5,
i 5KSM
– stężenia
– stężenie
początkowe.
Słupki
błędu
przedstawiają
odchylenie
standardowe
z SDS,
S
–
wielkość
sorpcji,
C0 sorption
Fig.
6.
Effect
of
SDS
on
the
of
isoproturon
sandy
soil
standardowe
z trzech
oznaczeń.
–
stężenie
początkowe.
Słupki
błędu
przedstawiają
odchylenie
standardowe
z
S
–
wielkość
sorpcji,
C
0
trzech oznaczeń
oznaczeń
Rys.
Wpływ
SDS
na sorpcję
izoproturonu
w glebie w glebie
piaszczystejpiaszczystej
Rys.6.trzech
6.Wpływ
SDS
na sorpcję
izoproturonu
Rys.
WpływofSDS
izoproturonu
w glebie
piaszczystej
Fig. 6.6. Effect
SDSna
onsorpcję
the sorption
of isoproturon
in sandy
soil
Fig.6.6.Effect
Effectofof
SDS
on sorption
the sorption
of isoproturon
in sandy soil
Fig.
SDS
on the
of isoproturon
in sandy soil
293
Paweł Muszyński
i in. [2007]. Wykazano w nich, że obecność surfaktantów kationowych zwiększa sorpcję
pestycydów w glebach. Wydaje się, że w prezentowanych badaniach pozytywny wpływ
hiaminy na ilość zasorbowanego izoproturonu mógł być związany z sorpcją hiaminy i powstaniem w jej wyniku geosorbentów o zmodyfikowanych właściwościach sorpcyjnych.
Według Xu i Boyd [1995], Zhu i in. [1998] oraz González i in. [2008] hydrofilowa część
surfaktantów kationowych może wypierać kationy nieorganiczne słabo związane z powierzchnią minerałów ilastych lub znajdujące się w przestrzeniach między warstwami.
Natomiast hydrofobowe końce surfaktantów nie biorą udziału w sorpcji wymiennej i kierują się w stronę fazy ciekłej. Ponieważ zasorbowane kationy organiczne są słabo solwatowane przez cząsteczki wody, mogą stanowić potencjalne miejsca sorpcji dla herbicydów
obecnych w roztworze glebowym. Wskutek sorpcji surfaktantów kationowych zwiększa
się także odstęp między warstwami minerałów.
Davies i Jabeen [2002] wykazali, że cząsteczki izoproturonu mogą wnikać do wnętrza
montmorylonitu i bentonitu. Wydaje się, że rozsunięcie płytek przez zasorbowane kationy
organiczne powinno ułatwić interkalację izoproturonu między warstwy minerałów. Należy
zauważyć, że w czwartorzędowym kationie hiaminy o ogólnym wzorze [(CH3)2NRR’]+ grupy
R i R’ są większymi podstawnikami niż grupy –CH3 (rys. 1). W związku z tym zastąpienie
kationów nieorganicznych przez kationy hiaminy powinno skutkować znacznym rozsunię-
ciem płytek, a to z kolei powinno sprzyjać większej sorpcji izoproturonu. Doong i in. [1996]
uważają, że w wyniku sorpcji surfaktantów podwyższeniu ulega wartość KSM, czyli stężenie surfaktanta, przy którym zachodzi proces tworzenia miceli.
Wpływ procesu sorpcji na wartość KSM jest nieznaczny w glebach wykazujących słabe zdolności sorpcyjne. Można przypuszczać, że jeśli ilość surfaktanta wprowadzonego do
gleby jest duża, a jego sorpcja w glebie mała, może dochodzić do przekroczenia wartości
KSM i tworzenia miceli. González i in. [2008] oraz Rodriguez-Cruz i in. [2004] uważają, że
micele surfaktantów mogą wypierać z gleb uprzednio zasorbowane pestycydy. Należy sądzić, że przy dawce hiaminy 5KSM micele istniały w roztworze jeszcze przed jego wprowadzeniem do gleby. Wydaje się, że sorpcja w glebie piaszczystej zmniejszyła ilość miceli
hiaminy, ale ponieważ pojemność sorpcyjna gleby piaszczystej jest ograniczona, formy te
nadal były obecne w roztworze. Zatem mniejsza efektywność sorpcji izoproturonu w glebie
piaszczystej przy najwyższym stężeniu hiaminy (5KSM) mogła być związana z desorpcją
jego cząsteczek przez zagregowane formy hiaminy. Efektu tego nie obserwowano w glebie
gliniastej ze względu na jej większą pojemność sorpcyjną w stosunku do gleby piaszczystej.
Wpływ SDS na sorpcję izoproturonu w glebie piaszczystej i gliniastej przedstawiają rysunki 6 i 7. Analiza wyników wskazuje, że sorpcja izoproturonu kształtowała się na różnym
poziomie, zależnie od dawki SDS, a jej efektywność zmniejszała się ze wzrostem stężenia
herbicydu. W glebie piaszczystej dawka SDS w stężeniu KSM/5 spowodowała zwiększenie
sorpcji izoproturonu, za wyjątkiem roztworu o stężeniu 2 mg/dm3 (rys. 6). Również dodatek
SDS w stężeniu równym KSM miał dodatni wpływ na wielkość sorpcji izoproturonu. Nale-
294
45
45
bS
bS
KSM/5
KSM/5
KSM
bS
KSM
5KSM
KSM/5
5KSM
KSM
5KSM
% sorpcji
%%
sorpcji
sorpcji
10
10
8
8
10
6
6
8
4
4
6
2
2
4
0
0
2
30
45
30
15
30
15
0
15
0
2
3
4
5
7,5
4
5
7,5
3
3
2
3
4
5
7,5
4
5
7,5
C0, mg/dm
C0, mg/dm
3
3
0
0
C0, mg/dm
C0, mg/dm
Objaśnienia:
zasorbowana
w nieobecności
– 7,5
2 SDS,3 KSM/5,4KSM i 5KSM
5
2 bS – ilość
3 izoproturonu
4
5
7,5
3
3
Objaśnienia:
bS S
– ilość
izoproturonu
w nieobecności
SDS,
KSM/5,
KSM
SDS,
stężenia SDS,
– wielkość
C0 – stężenie
początkowe.
Słupki
błędu
przedstawiają
odchylenie
mg/dm– stężenia
Ci0,5KSM
C0, sorpcji,
mg/dmzasorbowana
2
2
3
3
8
8
6
6
8
4
4
6
2
2
4
0
0
2
bS
KSM/5
KSM/5
KSM
bS
KSM
5KSM
KSM/5
5KSM
KSM
5KSM
% sorpcji
%%
sorpcji
sorpcji
S, mg/kg
S, mg/kg
S, mg/kg
Objaśnienia:
bSz trzech
– ilość
izoproturonu
zasorbowana
w nieobecności
KSM/5, KSM
i 5KSM
– stężenia zSDS,
początkowe.
Słupki błędu SDS,
przedstawiają
odchylenie
standardowe
S – wielkość
sorpcji,
C0 – stężenie
standardowe
oznaczeń.
S – wielkość
sorpcji, C0 – stężenie początkowe. Słupki błędu przedstawiają odchylenie standardowe z
trzech
oznaczeń
Rys.7.trzech
7.Wpływ
na sorpcję
izoproturonu
w glebie
Objaśnienia:
bSSDS
– SDS
ilość
izoproturonu
zasorbowana
w nieobecności
SDS, KSM/5, KSM i 5KSM – stężenia SDS,
oznaczeń
Rys.
Wpływ
na sorpcję
izoproturonu
w glebie
gliniastej gliniastej
–izoproturonu
stężenie
początkowe.
Słupki
błędu
przedstawiają odchylenie standardowe z
S Wpływ
– wielkość
sorpcji,
C0sorption
Rys.
7.
SDS
na
sorpcję
w
glebie
gliniastej
Fig.
7.
Effect
of
SDS
on
the
of
isoproturon
in
loamy
soil
Fig. 7. Effect of SDS on the sorption of isoproturon in loamy soil
Fig. 7. trzech
Effectoznaczeń
of SDS on the sorption of isoproturon in loamy soil
Rys. 7. Wpływ SDS na sorpcję izoproturonu w glebie gliniastej
Fig. 7. Effect of
bS SDS on the sorption of isoproturon in loamy soil
30
30
20
30
20
10
20
10
0
10
0
2
3
4
5
7,5
4
5
7,5
3
3
2
3 C0, mg/dm
4
5
7,5
4
5
7,5
C0, mg/dm
3
3
0
0
C0, mg/dm
C0, mg/dm
2
3
4
5
7,5
2
3
4
5
7,5
3 –i 5KSM
3
Objaśnienia:
:
bS
–
ilość
izoproturonu
zasorbowana
w
nieobecności
tweenu,
KSM/5,
KSM
i 5KSM
stężenia–
Objaśnienia: bS – ilość izoproturonu
zasorbowana w nieobecności tweenu, KSM/5,
KSM
C0, mg/dm
C0, mg/dm
2
2
3
3
8
6
6
8
4
4
6
2
2
4
0
0
2
bS
KSM/5
KSM/5
KSM
bS
KSM
5KSM
KSM/5
5KSM
KSM
5KSM
30
% sorpcji
%%
sorpcji
sorpcji
S, mg/kg
S, mg/kg
S, mg/kg
Objaśnienia:
: SbS– –wielkość
ilość
izoproturonu
w nieobecności
KSM/5,
KSM
i 5KSM – stężenia
– stężenie
początkowe.
Słupkitweenu,
błędu
przedstawiają
odchylenie
tweenu,
sorpcji,sorpcji,
C0 zasorbowana
stężenia
tweenu,
S
– wielkość
C0 – stężenie
początkowe.
Słupki
błędu
przedstawiają
odchylenie
tweenu, Sz trzech
– wielkość
standardowe
z trzech
oznaczeń
standardowe
oznaczeń.
Objaśnienia:
:
bS
–
ilość
izoproturonu
zasorbowana
w
nieobecności
tweenu,
KSM/5,
KSM
i
5KSM
–
stężenia
z trzech
oznaczeń
Rys. 8.standardowe
Wpływ tweenu
na sorpcję
izoproturonu w glebie piaszczystej
Słupki
błędu przedstawiają odchylenie
Stweenu
–tween
wielkość
sorpcji,
C0 –ofstężenie
Rys.
8.Wpływ
tweenu
nasorption
sorpcję
izoproturonu
w glebie
Rys.
8.tweenu,
Wpływ
na
izoproturonu
wpoczątkowe.
glebie
piaszczystej
Fig.
8.
Effect of
on sorpcję
the
isoproturon
in sandy
soil piaszczystej
z trzech
oznaczeń
Fig. 8. standardowe
Effect of tween
on the
sorption of isoproturon in sandy soil
Fig.
8.
Effect
of
tween
on
the
sorption
of
isoproturon
in
sandy
soil
Rys. 8. Wpływ tweenu na sorpcję izoproturonu w glebie piaszczystej
bS
30
8
Fig. 8. Effect of tween on the sorption of isoproturon in sandy soil
20
30
20
10
20
10
0
10
0
4
5
7,5
2
3
4
5
7,5
3
4 3
5
7,5
2
3 C0, mg/dm
4
5
7,5
C0, mg/dm
3
3
0
0
C0, mg/dm
C0, mg/dm
4
5
7,5
2 KSM/5,
3 KSM i45KSM –5 stężenia
7,5
Objaśnienia: 2bS – ilość3izoproturonu
zasorbowana
w nieobecności tweenu,
3
3
Objaśnienia:
ilość izoproturonu
w nieobecności
tweenu,
KSM
i 5KSM – stężenia
C0, mg/dm
Csorpcji,
0, mg/dm
– stężenie początkowe.
Słupki
błędu KSM/5,
przedstawiają
odchylenie
tweenu,bS
S –– wielkość
C0zasorbowana
2
2
3
3
tweenu, S – wielkość
standardowe
z–trzech
oznaczeń
Objaśnienia:
bS
ilość
izoproturonu
zasorbowana
w nieobecności
tweenu,KSM
KSM/5,
KSM– stężenia
i 5KSM –
Objaśnienia:
bStweenu
– ilość
izoproturonu
zasorbowana
w nieobecności
tweenu, KSM/5,
i 5KSM
z trzech
oznaczeń
Rys.
9.standardowe
Wpływ
na
sorpcję
izoproturonu
glebie
gliniastej
stężenia
tweenu,
S
–
wielkość
sorpcji,
C0 –wstężenie
początkowe.
Słupki
odchylenie
–
stężenie
początkowe.
Słupki
błędu
przedstawiają
odchylenie
tweenu,
S
–
wielkość
sorpcji,
C
Rys.
9.
Wpływ
tweenu
na
sorpcję
izoproturonu
w
glebie
gliniastej
0
Fig.
9. Effect of
tween on
the sorption of isoproturon in loamy soil
standardowe
z trzech
oznaczeń.
standardowe
z
trzech
oznaczeń
Fig. 9. Effect of tween on the sorption of isoproturon in loamy soil
Rys.
Wpływ tweenu
na sorpcję
izoproturonu
w glebie gliniastej
Rys.9. 9.Wpływ
tweenu
na sorpcję
izoproturonu
w glebie gliniastej
295
Paweł Muszyński
ży zaznaczyć, że dla stężeń początkowych 2 i 3 mg/dm3 efekt ten był wyraźnie większy niż
w wariancie z dawką KSM/5. Najwyższą efektywność sorpcji (51,6%) obserwowano dla stężenia izoproturonu 2 mg/dm3. Dla najwyższego stężenia SDS (5KSM) odnotowano zmniejszenie sorpcji izoproturonu. Przy stężeniach izoproturonu: 4, 5 i 7,5 mg/dm3 sorpcja kształtowała się na poziomie średnio 2-krotnie niższym niż w glebie piaszczystej bez dodatku SDS.
W glebie gliniastej wpływ SDS na sorpcję izoproturonu miał podobny charakter (rys. 7).
Dla dawek KSM/5 i KSM odnotowano zwiększenie, zaś dla dawki 5KSM – zmniejszenie
sorpcji w stosunku do jej wartości bez dodatku SDS. Podobnie jak w glebie piaszczystej,
maksymalną sorpcję izoproturonu zaobserwowano w obecności SDS o stężeniu KSM. Efekt
zwiększenia sorpcji izoproturonu w obecności SDS o stężeniach KSM i KSM/5 mógł być
związany z elektrostatycznym przyciąganiem anionów SDS przez ładunki dodatnie znajdujące się na krawędziach minerałów ilastych. Zdaniem Howera [1970] anionowe surfaktanty
są wiązane na krawędziach płytek montmorylonitu, podobnie jak inne ujemnie naładowane
jony. Można sądzić, że w wyniku sorpcji SDS centra aktywne, które pierwotnie miały charakter hydrofilowy, stały się bardziej hydrofobowe i przez to w większym stopniu dostępne
dla niepolarnych cząsteczek izoproturonu. Ponieważ, jak wykazano w badaniach Howera
[1970], sorpcja anionowych surfaktantów nie powoduje rozsunięcia płytek minerałów, dlatego SDS był mniej efektywny w zwiększaniu sorpcji izoproturonu w porównaniu do hiaminy. Zmniejszenie sorpcji izoproturonu w badanych glebach przy dawce SDS 5KSM należy
tłumaczyć desorpcją herbicydu przez micelle SDS. W badaniach Sánchez-Camazano i in.
[2000] oraz Sánchez-Martín i in. [2003] obserwowno desorpcję herbicydów z gleb przy dawkach SDS powyżej KSM. Silna sorpcja nie sprzyja procesowi micelizacji, ale Rodriguez-Cruz i in. [2005] wykazali, że SDS jest w małym stopniu wiązany przez gleby.
W niniejszych badaniach konsekwencją mniejszego powinowactwa SDS do użytych
gleb mogło być wyższe stężenie jego miceli w roztworze i wynikająca stąd większa skuteczność anionowego surfaktantu w obniżaniu sorpcji izoproturonu niż przy dawce hiaminy
5KSM.
Wpływ tweenu na sorpcję izoproturonu w badanych glebach przedstawiono na rysunkach 8 i 9. Stwierdzono, że w obecności tweenu sorpcja izoproturonu kształtowała się na
niższym poziomie niż w układzie bez surfaktanta. W glebie piaszczystej efektywność sorpcji była najmniejsza przy dawce tweenu równej KSM i zmieniała się w granicach od 11,1%
dla stężenia izoproturonu 2 mg/dm3 do 8,9% dla stężenia izoproturonu 7,5 mg/dm3 (rys.
8). Większą skuteczność sorpcji zaobserwowano przy stężeniach tweenu poniżej i powyżej
KSM. Należy zaznaczyć, że różnice w stopniach sorpcji między dawkami 5KSM i KSM/5 były
na ogół niewielkie. Przykładowo, dla stężenia izoproturonu 7,5 mg/dm3 skuteczność sorpcji
wynosiła 11,9% dla dawki 5KSM oraz 11,4% dla dawki KSM/5. Podobny efekt tweenu obserwowano w glebie gliniastej (rys. 9). Analogicznie jak w glebie piaszczystej ilość izoproturonu
zabsorbowana przez glebę gliniastą była najmniejsza dla dawki tweenu wynoszącej KSM.
Przy najniższym i najwyższym stężeniu izoproturonu odpowiednie wartości sorpcji wynosiły
296
1 mg/kg oraz 6,1 mg/kg, co w odniesieniu do zawartości początkowej stanowiło kolejno 10,5
i 16,2%. Analiza wyników wskazuje, że przy dawkach tweenu 5KSM i KSM/5 efektywność
sorpcji izoproturonu była wyższa w porównaniu z efektywnością przy dawce KSM.
Zmniejszenie sorpcji izoproturonu w badanych glebach sugeruje, że tween wykazywał
powinowactwo do miejsc sorpcyjnych, które mogły zajmować cząsteczki izoproturonu. Jest
to o tyle możliwe, że tween – podobnie jak izoproturon – należy do związków niejonowych.
Ertli i in. [2004], Senesi i Testini [1983] oraz Spark i Swift [1994] wykazali, że sorpcja izoproturonu zachodzi w wyniku tworzenia wiązań wodorowych między atomami O i N herbicydu
a grupami –COOH i –OH sorbentów glebowych. Podobnie cząsteczki tweenu ze względu
na obecność grup –OH również mogą być wiązane za pomocą wiązań wodorowych. Prawdopodobnie więc konkurencja tweenu do miejsc sorpcyjnych była przyczyną zmniejszenia
sorpcji izoproturonu w glebie piaszczystej i gliniastej.
4. WNIOSKI
1. Szereg powinowactwa gleb względem izoproturonu układał się następująco: gleba gliniasta > gleba piaszczysta. Kolejność w szeregu była zgodna z pojemnością sorpcyjną
badanych gleb.
2. Sorpcja izoproturonu była procesem szybkim i zmniejszała się ze wzrostem jego stężenia.
3. Dodatek hiaminy, SDS i tweenu wpływał na wielkość sorpcji izoproturonu w glebach.
Intensywność sorpcji zależała od stężenia izoproturonu i zastosowanej dawki surfaktanta oraz właściwości sorpcyjnych gleby. Hiamina oraz SDS w dawce KSM/5 i KSM
zwiększały ilość izoproturonu, jaka była wiązana przez gleby, natomiast tween ograniczał sorpcję izoproturonu.
PIŚMIENNICTWO
ABU-ZREIG M., RUDRA R.P., DICKENSON W.T. 2003. Effect of application of surfactants
on hydraulic properties of soil. Biosystems Engineering 84(3): 363–372.
BANASZKIEWICZ T. 2003. Chemiczne środki ochrony roślin: zagadnienia ogólne. Wydaw.
UW-M, Olsztyn.
BENOIT P., MADRIGAL I., PRESTON C.M., CHENU C., BARRIUSO E. 2008. Sorption and
desorption of non-ionic herbicides onto particulate organic matter from surface soils
under different land uses. Eur. J. Soil Sci. 59: 178–189.
CUI Z.G., CANSELIER J.P., ZHOU X.Q. 2002. Mixed adsorption and surface tension prediction of nonideal ternary surfactant systems. 14th SIS conference, June, Barcelona.
DAVIES J.E.D., JABEEN N. 2002. The adsorption of herbicides and pesticides on clay minerals and soils. Part 1. Isoproturon. Journal of Inclusion Phenomena and Macrocyclic
Chemistry 43: 329–336.
297
Paweł Muszyński
DOONG R., LEI W., CHEN T., LEE CH., CHEN J., CHANG W. 1996. Effect of anionic and
nonionic surfactants on sorption and micellar solubilization of monocyclic aromatic
compounds. Wat. Sci. Tech. 34(7–8): 327–338.
DUROVIĆ R., GAJIĆ-UMILJENDIĆ J., DORDEVIĆ T. 2009. Effects of organic matter
and clay content in soil on pesticide adsorption processes. Pestic. Phytomed. 24:
51–57.
ERTLI T., MARTON A., FÖLDÉNYI R. 2004. Effect of pH and the role of organic matter in
the adsorption of isoproturon on soils. Chemosphere 57: 771–779.
GAILLARDON P., DUR J.C. 1995. Influence of soil moisture on short-term adsorption of
diuron and isoproturon by soil. Pest. Sci. 45: 297–303.
GEVAO B., SEMPLE K.T., JONES K.C. 2000. Bound pesticide residues in soils: a review.
Environ. Pollut. 108: 3–14.
GONZÁLEZ M., MINGORANCE M.D., SÁNCHEZ L., PEÑA A. 2008. Pesticide adsorption
on a calcareous soil modified with sewage sludge and quaternary alkyl-ammonium
cationic surfactants. Environ. Sci. Pollut. Res. Int. 15(1): 8–14.
HERNÁNDEZ-SORIANO M.C., MINGORANCE M.D., PEÑA A. 2007. Interaction of pesticides with a surfactant-modified soil interface: Effect of soil properties. Colloids and
Surfaces A: Physicochem. Eng. Aspects 306: 49–55.
HOWER W.F. 1970. Adsorption of surfactants on montmorillonite. Clays and Clay Minerals 18: 97–105.
IGLESIAS-JIMÉNEZ E., POVEDA E., SÁNCHEZ-MARTÍN M.J., SÁNCHEZ-CAMAZANO
M. 1997. Effect of the nature of exogenous organic matter on pesticide sorption by the
soil. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 33(2): 117–124.
LAHA S., TANSEL B., USSAWARUJIKULCHAI A. 2009. Surfactant–soil interactions during surfactant-amended remediation of contaminated soils by hydrophobic organic
compounds: A review. Journal of Environmental Management 90: 95–100.
LEE J.F., CRUM J.R., BOYD S.A. 1989. Enhanced retention of organic contaminants by
soils exchanged with organic cations. Environ. Sci. Technol. 23(11): 1365–1372.
MIYAMOTO S. 1985. Effects of wetting agents on water infiltration into poorly wettable
sand, dry sand and wettable soils. Irrigation Science 125: 184–187.
NEMETH-KONDA L., FÜLEKY G., MOROVJAN G., CSOKAN P. 2002. Sorption behaviour
of acetochlor, atrazine, carbendazim, diazinon, imidacloprid and isoproturon on Hungarian agricultural soil. Chemosphere 48: 545–552.
RODRIGUEZ-CRUZ M.S., SÁNCHEZ-MARTIN M.J., ANDRADES M.S., SÁNCHEZ-CAMAZANO M. 2007. Retention of pesticides in soil columns modified in situ and ex situ
with a cationic surfactant. Sci. Total Environ. 378: 104–108.
RODRIGUEZ-CRUZ M.S., SÁNCHEZ-MARTIN M.J., SÁNCHEZ-CAMAZANO M. 2004.
Enhanced desorption of herbicides sorbed on soils by addition of Triton X-100. J. Environ. Qual. 33(3): 920–929.
298
A comparative study of adsorption of an anionic and a non-ionic surfactant by soils
based on physicochemical and mineralogical properties of soils. Chemosphere 61:
56–64.
Surfactant-enhanced desorption of atrazine and linuron residues as affected by aging
of herbicides in soil. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 50: 128–137.
SÁNCHEZ-CAMAZANO M., RODRÍGUEZ-CRUZ S., SÁNCHEZ-MARTÍN M.J. 2003.
Evaluation of component characteristics of soil-surfactant-herbicide system that affect
enhanced desorption of linuron and atrazine preadsorbed by soils. Environ. Sci. Technol. 37(12): 2758–66.
SÁNCHEZ-CAMAZANO M., SÁNCHEZ-MARTÍN M.J., RODRÍGUEZ-CRUZ S. 2000. Sodium dodecyl sulphate-enhanced desorption of atrazine: Effect of surfactant concentration and of organic matter content of soils. Chemosphere 41(8): 1301–1305.
SÁNCHEZ-MARTÍN M.J., RODRÍGUEZ-CRUZ S., SÁNCHEZ-CAMAZANO M. 2003.
Study of the desorption of linuron from soils to water enhanced by the addition of an
anionic surfactant to soil–water system. Water Res. 37(13): 3110–3117.
SENESI N., TESTINI C. 1983. Spectroscopic investigation of electron donor-acceptor processes involving organic free radicals in the adsorption of substituted urea herbicides
by humic acids. Pest. Sci. 14(1): 79–89.
SINGH N., KLOEPPEL H., KLEIN W. 2001. Sorption behavior of metolachlor, isoproturon,
and terbuthylazine in soils. J. Environ. Sci. Health B 36(4): 397–407.
SMITH E., SMITH J., NAIDU R., JUHASZ A.L. 2004. Desorption of DDT from a contaminated soil using cosolvent and surfactant washing in batch experiments. Water, Air,
and Soil Pollution 151: 71–86.
SPARK K.M., SWIFT R.S. 1994. Investigation of the interaction between pesticides and
humic sunstances using fluorescence spectroscopy. Sci. Total Environ. 152(1): 9–17.
WOLFE M.F., SEIBER I.N. 1993. Environmental activation of pesticides. Occup. Med. 8
(3): 561–573.
XIARCHOS I., DOULIA D. 2006. Effect of nonionic surfactants on the solubilization of alachlor. J. Hazard. Mater. B 136: 882–888.
XU S., BOYD S.A. 1995. Cation surfactant sorption to a vermiculite subsoil via hydrophobic
bonding. Environ. Sci. Technol. 29(2): 312–320.
YEH D.H., PENNELL K.D., PAVLOSTATHIS S.G. 1998. Toxicity and biodegradability
screening of nonionic surfactants using sediment-derived methanogenic consortia.
Water Science and Technology 38(7): 55–62.
ZHU L., REN X., YU S. 1998. Use of cetyltrimethylammonium bromide-bentonite to remove
organic contaminants of varying polar character from water: Environ. Sci. Technol. 32
(21): 3374–3378.
299

Paweł Muszyński* WPŁYW SURFAKTANTÓW NA SORPCJĘ

Transkrypt

Podobne dokumenty

„Przez cnotę, naukę i pracę służyć Bogu i Ojczyźnie – gotów

Wystawa "Uroki akwareli"

Aktualności - Gmina Mszana Dolna

Przykładowe sprawozdanie 1 - KSM Diecezji Drohiczyńskiej

KSM Kalk