ro - wis.pol.lublin.pl

USUWANIE ESTROGENNYCH MIKROZANIECZYSZCZEŃ
ORGANICZNYCH Z WODY W PROCESIE ODWRÓCONEJ OSMOZY (RO)
I NANOFILTRACJI (NF)
REMOVAL OF THE ESTROGENIC ORGANIC MICROPOLLUTANTS FROM
WATER BY THE PROCESSES OF REVERSE OSMOSIS (RO) AND
NANOFILTRATION (NF)
Mariusz Dudziak, Michał Bodzek
Instytut Inżynierii Wody i Ścieków, Politechnika Śląska, Konarskiego 18, 44–100 Gliwice,
e-mail: [email protected]
ABSTRACT
The paper presents investigations into the meachanism of micropollutants separation in membrane
filtration and tries to establish the degree of compounds adsorption on the membrane surface. An attempt
to explain the effect of adverse phenomena that accompany membrane filtration, such as concentration
polarization, membrane fouling and scaling on separation effectiveness has been made as well. The study
also examined the influence of membrane morphology and concentration of compounds on their removal.
The tests were carried out on reverse osmosis and nanofiltration membranes. The filtered deionized water
contained selected estrogenic compounds from the groups of phytoestrogens and xenoestrogens.
Keywords: membrane processes, organic micropollutants, separation mechanism
1. Wprowadzenie
Ciśnieniowe procesy membranowe takie jak
odwrócona osmoza (RO) i nanofiltracja (NF)
odgrywają ważną role w produkcji wody o
wysokiej jakości z której usunięte są nie tylko
substancje nieorganiczne i naturalna substancja
organiczna
(NOM),
ale
także
mikrozanieczyszczenia organiczne (Bellona i
in., 2004). Już na początku lat 90 ubiegłego
stulecia, podjęto próbę usuwania pestycydów w
procesie NF, co doprowadziło do uruchomienia
kilku instalacji pracujących na skalę pilotową i
przemysłową (Taylor i Wiesner, 2000). Obecnie
przedmiotem zainteresowania badaczy są
mikrozanieczyszczenia
organiczne
o
właściwościach estrogennych pochodzenia
naturalnego takie jak hormony roślinne
(fitoestrogeny)
oraz związki chemiczne
wytwarzane przez człowieka i wprowadzane do
środowiska wodnego, wśród których wymienia
się alkilofenole, chlorofenole i bisfenol A
(ksenoestrogeny) (Laganà i in., 2004).
Fitoestrogeny to organiczne związki
chemiczne zawarte w roślinach, które po
spożyciu działają w organizmie ludzkim na
podobieństwo estrogenów. Siła ich działania
zawiera się pomiędzy 1/500 a 1/1000 działania
17β–estradiolu (naturalny żeński hormon
płciowy) (Price i Fenwick, 1985). Oznaczony
poziom stężeń fitoestrogenów w rzekach w
Australii, Szwajcarii, Niemczech i Włoch jest w
zakresie 1–10 ng/dm3, chociaż daidzeina i
genisteina w Japonii oznaczona została na
poziomie wynoszącym odpowiednio 43 µg/dm3
i 143 µg/dm3 (Erbs i in., 2007). Pierwsze
badania potwierdzające estrogenne działanie
niektórych fenoli opublikowane zostały w 1936
roku (Dodds i Lawson, 1936) lecz ocena
zagrożenia wynikająca z obecności tych
związków w środowisku człowieka realizowana
jest współcześnie. Przedmiotem szczególnego
zainteresowania
badaczy
wśród
ksenoestrogenów są: oktylofenol, nonylofenol,
2,4–dichlorofenol,
pentachlorofenol
i
bisfenol A. Występowanie ksenoestrogenów w
wodach rzecznych jest w bardzo szerokich
granicach stężeń na poziomie ng/dm3 do µg/dm3
(Dudziak i Bodzek, 2008 a). Najwyższe stężenie
nonylofenolu zarejestrowano w rzekach Anglii
na poziomie 180 µg/dm3. Z kolei w przypadku
oktylofenolu i bisfenolu A maksymalne stężenia
wynoszą odpowiednio 13 µg/dm3 i 8 µg/dm3, a
określone zostały w Walii i USA. Poziom
chlorofenoli w wodach powierzchniowych nie
przekracza 10 ng/dm3 (Czaplicka, 2004,), ale
rośnie na terenach uprzemysłowionych bądź
intensywnie wykorzystywanych rolniczo.
Ograniczenia zastosowania procesu
odwróconej osmozy i nanofiltracji w aspekcie
usuwania mikrozanieczyszczeń organicznych
wynika
z
różnorodności
czynników
wpływających na separację membranową, a
związanych
z
właściwościami
fizyko–
64
chemicznymi membrany i mikrozanieczyszczeń
oraz oczyszczanej wody (Dudziak i Bodzek,
2008 b). Praca prezentuje badania dotyczące
wyjaśnienia
mechanizmu
separacji
mikrozanieczyszczeń i obejmuje określenie
stopnia adsorpcji związków na powierzchni i
wewnątrz porów membrany oraz wyjaśnienie
wpływu polaryzacji stężeniowej, foulingu i
skalingu membran na efektywność separacji.
Badano również wpływ morfologii membrany i
stężenia związków na ich usuwanie. Badania
prowadzono z wykorzystaniem kompozytowych
membran do procesu odwróconej osmozy i
nanofiltracji. Filtracji membranowej poddano
wodę zawierającą wybrane związki z grupy
fitoestrogenów i ksenoestrogenów.
2. Materiały i metody
2.1 Oznaczanie stężeń mikrozanieczyszczeń
w wodach
W próbkach wody mikrozanieczyszczenia
oznaczano stosując do ich wydzielania metody
ekstrakcyjne, a chromatografię gazową do
oznaczania ich stężeń. W tabeli 1 zestawiono
sposoby
oznaczania
fitoestrogenów
i
ksenoestrogenów w próbkach wody oraz
granice detekcji opracowanych metod. Badane
związki i ich stężenia w filtrowanych wodach
przedstawiono w tab. 2.
Badane ksenoestrogeny (fenole – 4tOP, 4NP
i BPA oraz chlorofenole – DCP i PCP) przed
ekstrakcją
acylowano
bezpośrednio
w
środowisku wodnym poprzez dodanie do próbki
wody o objętości 25 cm3 (10 cm3 –
chlorofenole) i pH = 11 – 12 bezwodnika kwasu
octowego
(10 µl/1 cm3
próbki).
Do wydzielania fenoli zastosowano ekstrakcję
SBSE a chlorofenoli ekstrakcję ciecz–ciecz,
tab. 1.
Fitoestrogeny wydzielano z próbki wody
(200 cm3) za pomocą ekstrakcji do fazy stałej
SPE w kolumienkach wypełnionych złożem
oktadecylosilanowym C18 firmy Merck. Złoże
przed ekstrakcją przemywano metanolem
(5 cm3) oraz kondycjonowano wodą (5 cm3). Po
zakończonej ekstrakcji złoże osuszano pod
próżnią. Ekstrakt eluowano dwiema porcjami po
5 cm3 metanolu. Z eluatu odpędzano
rozpuszczalnik strumieniem azotu, a następnie
przeprowadzano
reakcję
upochodnienia
związków do eterów trimetylosililowych z
użyciem trójskładnikowej mieszaniny tj. N,O–
di(trimetylosilil)–trifluoroacetamidu (BSTFA) /
trimetylochlorosilanu (TMCS) / ditioerytrolu
DTE w proporcjach 1000:10:2 (v/v/w). Czas
reakcji upochodnienia wynosił 30 min
a temperatura 80°C.
Do
wykonania
końcowych
analiz
ilościowych wykorzystano system analityczny
Saturn 2100 T firmy Varian, w skład którego
wchodzi kapilarny chromatograf gazowy GC
sprzężony on–line ze spektrometrem masowym
typu „ion trap”. Chromatograf wyposażono w
kapilarną kolumnę chromatograficzną VF–5ms
o wymiarach 30 m x 0,25 mm o grubości fazy
stacjonarnej 0,25 µm firmy Varian. Jako gaz
nośny stosowano hel (5 N). Temperatura
pułapki jonowej i źródła jonów wynosiła 200°C
a iniektora 280°C (290°C w przypadku
fitoestrogenów).
Piec kolumny hromatograficznej programowano
w zakresie 60 do 290°C.
Tabela 1. Stosowane metody analityczne
Analizowane
związki
Fitoestrogeny
(Daid, Gen,
Kum)
Ekstrakcja
ekstrakcja do fazy stałej SPE
Oznaczenia ilościowe
Granica
detekcji
metody
3–9 ng/dm3
ekstrakcja z wykorzystaniem ruchomego
chromatografia gazowa
elementu sorpcyjnego SBSE (czas ekstrakcji
ze spektrometrią mas
1–5 µg/dm3
120 min a desorpcji analitów w polu
GC–MS
ultradźwiękowym 15 min.)
Chlorofenole
ekstrakcja ciecz–ciecz LLE (z użyciem chlorku
0,3–1,2
(DCP, PCP)
metylenu w stosunku 1:10)
µg/dm3
SBSE – Stir Bar Sorptive Extraction; LLE – Liquid – Liquid Extraction; SPE – Solid Phase Extraction
Fenole
(4tOP, 4NP,
BPA)
65
Tabela 2. Badane związki i ich stężenia w filtrowanych wodach
Grupa
Stężenie w
wodzie,
µg/dm3
Związek
O
Fitoestrogeny
HO
HO
O
O
O
O
OH
OH
O
OH
HO
5
O
OH
daidzeina [Daid]
genisteina [Gen]
kumestrol [Kum]
CH3
CH3
HO
CH3
C9H19
HO
HO
OH
CH3
H3C
Ksenoestrogeny
40
CH3
H3C
4–tert–oktylofenol
[4tOP]
4–nonylofenol
[4NP]
OH
bisfenol A
[BPA]
OH
Cl
Cl
Cl
Cl
Cl
2,4–dichlorofenol
[DCP]
Cl
100
Cl
pentachlorofenol
[PCP]
2.2 Proces filtracji membranowej
Filtrację membranową prowadzono w stalowej
celi o pojemności 350 cm3 i powierzchni
membrany 37,5 cm2 zaopatrzonej w mieszadło
magnetyczne. Wykorzystany układ umożliwia
prowadzenie procesu w układzie filtracji
jednokierunkowej (dead – end). Do badań
stosowano płaskie membrany do procesu
odwróconej osmozy i nanofiltracji firmy
Osmonics Inc. (USA), których charakterystykę
podano w tab. 3. Metodyka prowadzenia badań
przedstawia się następująco:
filtracja wstępna – proces wpracowania
membrany – prowadzona była przy użyciu
wody
destylowanej
pod
ciśnieniem
transmembranowym w zakresie 1,0 –
3,0 MPa w celu wyznaczenia objętościowego
strumienia wody dejonizowanej Jw,
• filtracja wód o różnych stężeniach badanych
ksenoestrogenów i fitoestrogenów w wodzie
dejonizowanej prowadzona do momentu
odbioru 50% nadawy pod ciśnieniem
transmembranowym 2,0 MPa w celu oceny
•
właściwości separacyjnych membran jak
również sorpcyjnych w odniesieniu do
badanych mikrozanieczyszczeń,
• filtracja wody dejonizowanej zawierającej
badane związki z dodatkiem sproszkowanego
dekstranu w ilości 20–1000 mg/dm3, który
wspomagał tworzenie warstwy polaryzacyjnej
usuwanych zanieczyszczeń przy powierzchni
membrany w celu oceny wpływu zjawiska
polaryzacji
stężeniowej
na
usuwanie
mikrozanieczyszczeń,
• filtracja wody dejonizowanej z wzorcami
badanych związków przez membranę
zanieczyszczoną substancją organiczną bądź
nieorganiczną w celu oceny zmiany
współczynnika retencji pod wpływem
zjawiska foulingu lub skalingu.
66
Tabela 3. Charakterystyka stosowanych membran (podana przez producenta)
Retencja soli [%]
Cut–off1
Max ciśnienie
Proces Membrana
Materiał membran
[Da]
[MPa]
NaCl
MgSO4
RO
DS–3–SE
–
4,0
99 (95)
(98)
kompozytowy
(poliamidowa warstwa
DS–51–HL
4,0
(10)
95 (81)
150–300
naskórkowa)
DS–5–DK
4,0
(41)
98 (96)
NF
SF–10
celulozowy
300–500
6,9
≥ 85 (73)
(95)
30–50
MQ–16
poliamidowy
400–800
6,9
(74)
(33)
1
graniczna masa molowa membrany, () – wyznaczone doświadczalnie dla stężenia soli w wodzie
dejonizowanej 1 g/dm3 i pod ciśnieniem transmembranowym procesu 2,0 MPa
Ocenę
właściwości
transportowo –
separacyjnych membran oraz stopień adsorpcji
związku na membranie dokonano w oparciu o
równania przedstawione w tab. 4. Wyznaczenie
efektywności procesu nanofiltracji umożliwiły
pomiary wydajności (dla wody dejonizowanej–
Jw i dla wody modelowej Jv), względnego
objętościowego strumienia permeatu (α) jak i
selektywności (R) membran (równania 1–3),
natomiast równania 4 i 5 służyły do określenia
ilości zaadsorbowanych związków na i w
strukturach membrany (A).
Tabela 4. Równania służące do oceny właściwości membran i efektywności badanego procesu
membranowego
Parametr
Jednostka
Równanie
Numer
V
Objętościowy strumień permeatu (wody
Jv (J w ) =
m3/m2·s
1
dejonizowanej) Jv (Jw)
F ⋅t
Względny objętościowy strumień permeatu, α
–
α=
JV
Jw
2
 C 
R = 1 − p  ⋅ 100%
3
 Cn 
 Cr ⋅ Vr + C p ⋅ V p 
 ⋅100
odzysk = 
Procent adsorpcji związku organicznego na


%
4, 5
C n ⋅ Vn


membranie, A
A = 100 % − odzysk
V – objętość (dm3), F – powierzchnia membrany (m2), t – czas filtracji (s), C – stężenie (ng/dm3, µg/dm3),
r – retentat, p – permeat, n – nadawa
Współczynnik retencji, R
Zjawisko foulingu lub skalingu membran
wywołano
poprzez
filtrację
wody
dejonizowanej z dodatkiem kwasu humusowego
SH firmy Sigma – Aldrich (Polska) w ilości 30
mg/dm3 (fouling) i mieszaniny soli tj. 20
mmol/dm3 NaCl, 1 mmol/dm3 NaHCO3 i 1
mmol/dm3 CaCl2 (skaling) do odbioru 50%
nadawy (1 dm3).
3. Dyskusja wyników
3.1 Mechanizm separacji
Ze wzrostem czasu filtracji membranowej
obserwowano obniżenie współczynnika retencji
z równoczesnym wzrostem stopnia adsorpcji
bisfenolu A na i w strukturach membrany
nanofiltacyjnej, rys. 1. Prowadzenie procesu
nanofiltracji,
w
systemie
filtracji
jednokierunkowej dead–end w warunkach
zatężania, powoduje, że stężenie separowanego
związku w obrębie membrany wzrasta, a
współczynnik retencji z czasem zmniejsza się.
%
Zjawisko to wyraźnie powodowane jest
postępującą adsorpcją BPA na membranie i
dowodzi
dwustopniowego
mechanizmu
separacji tj. w pierwszym stopniu związek ulega
adsorpcji na powierzchni membrany, a w
drugim, przechodzi przez nią na drodze dyfuzji
i/lub konwekcji. W pracy (Dudziak i Bodzek,
2008 c) określono, że towarzysząca separacji
nanofiltracyjnej adsorpcja rośnie do momentu
nasycenia powierzchni membrany, czyli czasu
kiedy wszystkie grupy funkcyjne obsadzone
zostaną
przez
cząsteczki
mikrozanieczyszczenia.
Powyższy eksperyment przeprowadzono
również dla wyższych stężeń bisfenolu A w
wodzie tj. 100, 200 i 400 µg/dm3, rys. 2 A.
Wraz ze wzrostem stężenia BPA w wodzie
obserwowano pogorszenie efektów usunięcia z
równoczesnym
obniżeniem
ilości
zaadsorbowanego mikrozanieczyszczenia na i w
strukturach membrany, co dowodzi, że retencja
hydrofobowego związku jest głównie zależna
od jego adsorpcji.
67
Z kolei retencja jak i adsorpcja uzależnione są
od ciśnienia transmembranowego procesu. Wraz
ze wzrostem ciśnienia transmembranowego
procesu obserwowano obniżenie współczynnika
retencji, któremu towarzyszył wzrost stopnia
adsorpcji bisfenolu A, rys. 2 B. Jest to
spowodowane wpływem ciśnienia procesu na
A
100
zjawisko adsorpcji. Wraz ze wzrostem ciśnienia
następuje wzrost stężenia związku na i w
strukturach membrany (adsorpcja) i co za tym
idzie pogorszenie efektów usunięcia jako wynik
saturacji powierzchni membrany separowanym
zanieczyszczeniem.
95
Współczynnik retencji, %
90
80
70
60
51
50
45
50
40
30
26
26
26
117
140
180
20
10
0
24
48
71
93
Czas, min.
B
70
Adsorpcja, %
60
50
40
30
20
10
0
0
20
40
60
80
100 120 140 160 180
Czas, min.
Rys. 1. Współczynnik retencji (A) i adsorpcja (B) bisfenolu A podczas nanofiltracji (stężenie BPA w
wodzie 40 µg/dm3, membrana SF–10, ciśnienie transmembranowe 2,0 MPa)
68
A
Współczynnik retencji i adsorpcja, %
90
Współczynnik retencji
Adsorpcja
80
70
60
50
53
46
43 41
43
38
40
35
30
19
20
10
0
40
100
200
Stężenie, µg/dm
400
3
Współczynnik retencji i adsorpcja, %
B
90
80
Współczynnik retencji
70
63
55
60
50
36
40
30
Adsorpcja
77
48 48
47 48
2
2,5
39
23
20
10
0
0,5
1
1,5
Ciśnienie transmembranowe, MPa
Rys. 2. Zależność retencji i adsorpcji BPA od stężenia i ciśnienia transmembranowego
(membrana SF–10)
3.2 Właściwości fizyko–chemiczne membrany
Współczynnik retencji jak i stopień adsorpcji
mikrozanieczyszczeń zależy od rodzaju
membrany. Dla przykładu, wysoka retencja dla
oktylofenolu i nonylofenolu w zakresie 61–73%
obserwowana była w przypadku membrany SF–
10 i DS–5–DK (rys. 3 A), które
charakteryzowały się wysokim stopniem
usunięcia soli reprezentujących jony jedno – i
dwuwartościowe (rys. 3 B). W pracy (Dudziak i
Bodzek, 2008 a) określono, że usunięcie NaCl
jest jednocześnie wyznacznikiem zdolności
sorpcyjnych
membran
tj.
adsorpcja
hydrofobowych związków
przebiega
w
najmniejszym stopniu w przypadku membran
charakteryzujących się niską retencją NaCl.
69
A
80
Współczynnik retencji, %
73
72
70
70
oktylofenol
nonylofenol
61
60
47
50
50
48
44
40
30
20
10
0
SF–10
DS–5–DK
MQ–16
DS–51–HL
Membrana
B
100
Współczynnik retencji, %
96
95
90
81
80
74
73
70
60
50
41
40
33
30
20
10
Cl
10
Mg
0
SF–10
DS–5–DK
MQ–16
DS–51–HL
Membrana
Rys. 3. Współczynnik retencji oktylofenolu i nanolofenolu (A) oraz charakterystyka separacyjna
membran do NF (B) oceniona na podstawie usunięcie soli NaCl i MgSO4 (stężenie 4tOP i 4NP
w wodzie 40 µg/dm3, ciśnienie transmembranowe 2,0 MPa)
3.3 Usunięcie
mikrozanieczyszczeń w
procesie odwróconej osmozy i nanofiltracji
Na rysunku 4 przedstawiono współczynniki
retencji badanych związków wyznaczone
podczas filtracji osmotycznej i nanofiltracyjnej.
Zwarta membrana osmotyczna RO – DS3SE
usuwała badane mikrozanieczyszczenia na
wysokim poziomie w zakresie 69–94%. Niższe
wartości usunięcia uzyskano w procesie
nanofiltracji w zakresie 68–77%. Współczynnik
retencji
badanych
związków
wyraźnie
uzależniony jest od procesu membranowego.
70
100
92
Współczynnik retencji, %
90
80
71
94
86
88
87
85
77
70
6968
70
94
70
69
74
73
60
50
40
30
20
RO–DS3SE
10
NF–DS5DK
0
Gen
Kum
PCP
Deid
BPA
4NP
4tOP
DCP
Związek
Rys. 4. Usunięcie badanych związków w procesie RO i NF (stężenia mikrozanieczyszczeń w wodzie
przedstawiono w tab. 2, ciśnienie transmembranowe 2,0 MPa)
3.4
Zjawisko
polaryzacji
stężeniowej
a usuwanie mikrozanieczyszczeń
Usunięcie bisfenolu A podczas filtracji
osmotycznej wody z dodatkiem dekstranu
obniżało się wraz ze wzrostem stężenia tego
zanieczyszczenia, rys. 5. Dekstran inicjował
tworzenie warstwy polaryzacyjnej w obszarze
membrany, w której stężenie usuwanego BPA
rosło, co skutkowało obniżeniem jego retencji.
100
Współczynnik retencji, %
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
0
100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000
Stężenie dekstranu, mg/dm3
Rys. 5. Usunięcie bisfenolu A w procesie odwróconej osmozy w zależności od stężenia dekstranu
w wodzie (stężenie BPA 40 µg/dm3, membrana DS–3–SE, ciśnienie transmembranowe 2,0 MPa)
71
3.5 Fouling/skaling membrany a retencja
mikrozanieczyszczeń
Wyznaczona retencja mikrozanieczyszczeń dla
membrany zanieczyszczonej pod wpływem
substancji organicznej lub nieorganicznej
wywołującej odpowiednio zjawisko foulingu
lub skalingu była wyższa niż wyznaczona dla
membrany
nowej
(rys.
4).
Zmiany
współczynnika retencji przedstawiono w tab. 5.
Tabela 5. Zmiany współczynnika retencji pod wpływem zjawiska foulingu lub skalingu
Proces (membrana)
Odwrócona osmoza (DS3SE) Nanofiltracja (DS5DK)
Związek
Mechanizm blokowania
Fouling
Skaling
Fouling
Skaling
Kum
+3
+8
+17
+4
PCP
+18
+22
+9
+10
Daid
+24
+27
+30
+14
DCP
+12
+13
+3
+7
Parametr
Objętościowy strumień wody Jw·106, m3/m2·s
3,94
23,1
Względny objętościowy strumień permeatu α, –
0,88
0,63
0,71
0,84
Fouling i skaling membran to powszechne
zjawiska towarzyszące filtracji membranowej,
które poza obniżeniem wydajności membrany
(α < 1, tab. 5) powodują również zmianę jej
morfologii oraz ładunku powierzchniowego, co
oddziaływuje
na
usuwanie
mikrozanieczyszczeń. Zjawiska te wywierają
również wpływ na adsorpcję związku, która jest
ograniczona w warunkach skalingu a zwiększa
się w przypadku foulingu membran (Comerton i
in., 2008).
4. Podsumowanie i wnioski
Przedstawione badania prowadzone w kierunku
określenia mechanizmu separacji związków
estrogennych w procesie nanofiltracji i
odwróconej
osmozy
pozwalają
na
sformułowanie następujących wniosków:
•
mechanizm separacji związany jest ze
zjawiskiem adsorpcji usuwanego związku
na i w strukturach membrany,
•
intensyfikacja zjawiska adsorpcji w czasie
filtracji
membranowej,
powoduje
pogorszenie usunięcia badanego związku
organicznego,
•
intensywność adsorpcji zależy od stężenia
związku
w
nadawie
i
ciśnienia
transmembranowego procesu.
• Usunięcie mikrozanieczyszczeń uzależnione
jest od procesu membranowego jak i od
właściwości
fizyko–chemicznych
membrany:
•
wyższą retencję związków obserwowano w
procesie odwróconej osmozy, co wynika z
cut–off membrany,
•
w procesie nanofiltracji retencja związków
związana była z usunięciem NaCl
•
•
•
charakteryzującym
właściwości
separacyjne i sorpcyjne membran.
Badane zjawiska niekorzystne towarzyszące
filtracji membranowej mają wyraźny
wpływ
na
retencję
usuwanych
małocząsteczkowych związków:
zjawisko polaryzacji stężeniowej powoduje
obniżenie retencji mikrozanieczyszczeń w
wyniku
tworzącej
się
warstwy
polaryzacyjnej w obszarze membrany w
której
występuje
wyższe
stężenie
usuwanego związku,
zjawisko foulingu jak i skalingu obniża
wydajność procesu jak również poprzez
modyfikację
morfologii
membrany
powoduję
zwiększenie
usunięcia
mikrozanieczyszczeń.
Podziękowanie
Praca naukowa finansowana ze środków na
naukę w latach 2007–2010 jako projekt
badawczy nr N N523 3071 33 pt. „Usuwanie
wybranych estrogennych mikrozanieczyszczeń
organicznych ze strumienia wodnego w
procesach membranowych”.
LITERATURA
BELLONA CH., DREWES J. E., XU P., AMY
G.; 2004, Factors affecting the rejection of
organic solutes during NF/RO treatment – a
literature review, w: Water Research, 38 (12),
2795–2809.
72
COMERTON A. M., ANDREWS R. C.,
BAGLEY D. M., HAO CH.; 2008, The
rejection of endocrine disrupting and
pharmaceutically active compounds by NF and
RO membranes as a function, of compound and
water matrix properties, w: Journal of
Membrane Science, 313 (1–2), 323–335.
CZAPLICKA M.; 2004, Sources and
transformations of chlorophenols in the natural
environment, w: Science of the Total
Environment, 322, 21–39.
DODDS E.C., LAWSON W.; 1936, Synthetic
estrogenic agents without the phenanthrene
nucleus, w: Nature, 137, 996.
DUDZIAK M., BODZEK M.; 2008 a,
Ksenoestrogeny w środowisku wodnym oraz
próby ich usuwania z wykorzystaniem
nanofiltracji,
w:
Materiały
VIII
Międzynarodowej Konferencji: „Zaopatrzenie w
wodę, jakość i ochrona wód”, Poznań–Gniezno,
tom I, 409–424.
DUDZIAK M., BODZEK M.; 2008 b, Removal
of xenoestrogens from water during reverse
osmosis and nanofiltration – effect of selected
phenomena
on separation of
organic
micropollutants, w: ACEE, 1 (3), 95–101.
DUDZIAK M., BODZEK M.; 2008 c,
Separacja nanofiltracyjna bisfenolu A w
warunkach saturacji powierzchni membrany, w:
Ochrona Środowiska, 30 (2), 17–21.
ERBS M., HOERGER C. C., HARTMANN N.,
BUCHELI T. D.; 2007, Quantification of six
phytoestrogens at the nanogram per liter level in
aqueous environmental samples using 13C3 –
labeled internal standards, w: Journal of
Agricultural and Food Chemistry, 55 (21),
8339–8345.
LAGANÀ A., BACALONI A., DE LEVA I.,
FABERI A., FAGO G., MARINO A.; 2004,
Analytical methodologies for determining the
occurrence of endocrine disrupting chemicals in
sewage treatment plants and natural water, w:
Analytica Chimica Acta, 501 (1), 79–88.
PRICE K. R., FENWICK G. R.; 1985, Naturally
occurring oestrogens in foods – a review, w:
Food Additives & Contaminants, 2 (2), 73–106.
TAYLOR J. S., WIESNER M.; 2000,
Membrane processes in water quality and
treatment, McGraw Hill.