18 Ozonek ok zla numeracja- poprawa

DEGRADACJA WWA W ROZTWORACH WODNYCH W WARUNKACH
KAWITACJI HYDRODYNAMICZNEJ
DEGRADATION OF PAHS IN WATER SOLUTION IN THE CONDITIONS OF
HYDRODYNAMIC CAVITATION
Janusz Ozonek, Adam Odrzywolski, Marcin Depta, Justyna Kujawska
Wydział InŜynierii Środowiska, Politechnika Lubelska, ul. Nadbystrzycka 40B, 20-618 Lublin
e-mail: [email protected].
ABSTRACT
At present, toxic substances are the permanent constituent of the natural environment. Their common
occurrence in air, water, and soil is undoubtedly connected with the development of various industrial
activities, in particular chemical, heavy and motor industry as well as with the broaden use of pesticides,
chemical fertilisers and other xenobionts. It can be assessed that in human surroundings there are about
one million trace organic substances, i.e., at a concentration not exceeding 100 ppm. Many of the
compounds (especially PAHs, PCBs and PCDDs) exhibit carcinogenic, teratogenic or mutagenic
properties, and hence it is peculiarly important not only to develop a research background allowing to
determine trace amounts of organic substances, but also to evaluate the methods capable of constant
monitoring of these substances in the environment and their reduction or complete degradation.
The paper presents research concerning four of sixteen PAHs included in U.S. EPA list that exhibit toxic
activity to human organisms. An influence of the effect of hydrodynamic cavitation on the degradation
process of phenanthrene, anthracene, pyrene and benz[a]anthracene in model water samples (at a PAH
concentration of about 500 ppb) was examined. Selected PAHs were determined by means of gas
chromatography coupled with mass spectrometer. Ultrasound bath extraction was used as a method for
isolating the specific fraction in the taken samples.
Keywords: PAHs, hydrodynamic cavitation, GC-MS.
Wprowadzenie
Zanieczyszczenie środowiska naturalnego przez
wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne
(WWA, w literaturze angielskiej określane jako:
PAHs – policyclic aromatic hydrocarbons;
PNAs – polynuclear aromatics; POM –
polycyclic organic matter; PPPAHs – priority
pollutant polycyclic aromatic hydrocarbons)
staje się coraz bardziej nadrzędną sprawą dla
ludzkiej
egzystencji.
Znaczenie
tej
wszechobecnej i bogatej rodziny organicznych
związków chemicznych (znanych jest ponad
100 róŜnych WWA) jest brane pod uwagę ze
względu na kancerogenne i mutagenne
właściwości niektórych z nich (Martinez, 2004).
Mowa tu oczywiście o 16 przedstawicielach
WWA sklasyfikowanych przez Amerykańską
Agencję Ochrony Środowiska (US EPA) jako
niebezpieczne związki organiczne.
Przyczyną ich obecności w środowisku są
zarówno Ŝródła naturalne jak i antropogeniczne
do których moŜna zaliczyć: poŜary lasów,
erupcje organiczne, procesy biosyntezy, reakcje
geotermiczne, procesy przemysłowe związane z
przetwarzaniem węgla i ropy naftowej.
W przypadku atmosfery te pierścieniowe
związki organiczne składające się z dwu lub
większej liczby grup benzenowych są
emitowane pod postacią pary i tam dochodzi do
ich kondensowania się na cząsteczkach pyłu
(Marty, 1992). Szczególnie niebezpieczna jest
sytuacja gdy adsorpcja WWA następuje na
pyłach o średnicy nie przewyŜszającej 2,5 µm,
bowiem opadanie pyłu o takiej granulacji jest
procesem powolnym, a skuteczność usuwania
przez deszcz jest niewielka co doprowadza do
ich długotrwałego utrzymywania się w
powietrzu a tym samym wdychania przez ludzki
organizm (Jacob, 1984). W glebach dochodzi do
depozycji 90% WWA emitowanych ze źródeł
przedstawionych powyŜej, dla osadów dennych
jest to 9%. Pozostała ilość jest utrzymywania w
powietrzu
i
wodach
powierzchniowych
(odpowiednio po 0,5%).
Występowanie WWA w zasadzie w kaŜdym
elemencie środowiska sprawia, Ŝe naraŜenie
168
człowieka na ich działanie jest zjawiskiem
powszechnym. Ze względu na ich duŜe
powinowactwo do powierzchni ciał stałych
uwarunkowanym
słabą
rozpuszczalnością
w wodzie, niską pręŜnością pary oraz
aromatycznemu charakterowi związki te są
obecne w wodzie i powietrzu w formie
zaadsorbowanej na powierzchni cząstek materii,
co
niewątpliwie sprzyja ich depozycji w
osadach dennych (Marty, 1992).
SkaŜenie organizmu ludzkiego związkami z
grupy WWA odbywa się przede wszystkim na
drodze inhalacyjnej (najczęściej w postaci
aerozoli zaadsorbowanych na cząstkach pyłu,
zazwyczaj respirabilnego – dotyczy to mniej
lotnych węglowodorów w tym benzo[a]pirenu),
poprzez
konsumpcje
zanieczyszczonych
produktów Ŝywnościowych oraz
dermalną
ekspozycję uwarunkowaną kontaktem z takimi
materiałami jak smoła, olej, sadza. Obecne
w krwi i moczu WWA oraz ich metabolity są
dowodem na to, Ŝe związki te są wchłaniane do
organizmu,
gdzie
dochodzi
do
ich
metabolicznych przemian związanych z
powstawaniem czynników kancerogennych.
Największą szkodliwością charakteryzują się
węglowodory posiadające od 4 do 7 pierścieni
aromatycznych. RóŜnice we wchłanianiu WWA
do organizmu są związane z ich róŜnicami w
lipofilności. Jako związki nieaktywne i dobrze
rozpuszczalne w tłuszczach dyfundują przez
białkowo-lipidowe
błony
komórkowe.
Absorpcja jest tym większa, im większa jest
lipofilność i obecność tłuszczy w układzie
pokarmowym. Biokoncentracja tych trwałych
zanieczyszczeń organicznych jako czynników
inicjujących mutagenne i kancerogenne zmiany
została wykazana w przypadku wodnej flory i
fauny (Onuska, 1989).
Toksyczne działanie WWA sprawiło, Ŝe w
wielu krajach określono dopuszczalne ich
stęŜenia w wybranych elementach środowiska.
Dodatkowo wprowadzono tzw. względny
współczynnik
kancerogenności
(k)
w odniesieniu do rakotwórczego działania
benzo[a]pirenu, któremu przypisano wartość
równą 1, co umoŜliwiło systematyczną ocenę
toksykologiczną
wszystkich
WWA
wykazujących działanie kancerogenne.
Miarą naraŜenia człowieka na WWA jest
wskaźnik określony jako suma iloczynu stęŜeń
dziewięciu WWA wraz z ich współczynnikami
k. Na podstawie Rozporządzenia Ministra Pracy
i Polityki Społecznej z dnia 29 listopada 2002
roku (Dz.U. 2002 nr 217, poz 1833) w sprawie
wartości najwyŜszych dopuszczalnych stęŜeń
NDS chemicznych czynników w powietrzu na
stanowiskach pracy, WWA są określone jako
iloczyn sumy stęŜeń dziewięciu rakotwórczych
węglowodorów i określonym dla kaŜdego z nich
współczynnikiem rakotwórczości. Obowiązująca wartość NDS wynosi 0.002 mg/m3.
Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 5
grudnia 2002 roku w sprawie wartości
odniesienia dla niektórych substancji w
powietrzu (Dz.U. Nr 1, poz 12 z 2002 r) określa
jako
wartości odniesienia dopuszczalne
środowiskowe poziomy benzo[a]antracenu.
Wartości te wynoszą 0,012 µg/m3 dla stęŜeń
jednogodzinnych i 0,001 µg/m3 dla stęŜeń
średniorocznych.
Dopuszczalna zawartość WWA w wodach
została ustanowiona w zaleŜności od klasy
czystości wód (od I do V) w Rozporządzeniu
Ministra Środowiska z dnia 20 sierpnia 2008 r.
w sprawie klasyfikacji dla prezentowania stanu
wód powierzchniowych i podziemnych,
sposobu prowadzenia monitoringu oraz sposobu
interpretacji wyników i prezentacji stanu tych
wód. Zawartość ta (określona jako suma
benzo[b]fluorantenu,
benzo[k]fluorantenu,
benzo[a]pirenu,
dibenzo[a,h]antracenu,
benzo[g,h,i]perylenu oraz indeno[1,2,3-c,d]
pirenu) przyjmuje w zaleŜności od klas
czystości
wody
w
przypadku
wód
powierzchniowych i gruntowych następujące
wartości (tab.1) :
Tabela 1. Wartości graniczne stęŜeń sumy WWA w wodach powierzchniowych i gruntowych.
Klasa czystości
I
II
III
IV
V
Wody powierzchniowe, µg/l
0,01
0,05
0,2
1,0
>1,0
Wody gruntowe, µg/l
0,01
0,02
0,03
0,05
> 0,05
Rozporządzenie Ministra Zdrowia z dnia 19
listopada 2002 roku w sprawie wymagań
dotyczących jakości wody przeznaczonej do
spoŜycia przez ludzi (Dz.U. z dnia 5 grudnia
2002 r) reguluje dopuszczalne stęŜenie
benzo[a]pirenu
w
wodach
pitnych
o
maksymalnej wartości 0,01 µg/l oraz
dopuszczalne wartości stęŜenia sumy czterech
WWA (benzo[b]fluorantenu, beznzeno[k]fluo
rantenu, benzo[k]fluoranetnu i indeno[1,2,3-c,d]
piranu) nie mogące przewyŜszać 0,1 µg/l. Takie
same dopuszczalne wartości stęŜeń w wodzie
przeznaczonej do spoŜycia podaje Dyrektywa
98/83/EC.
169
Dodatkowo
Rozporządzenie
Ministra
Budownictwa z dnia 14 lipca 2006 roku
dotyczące sposobu realizowania obowiązków
dostawców ścieków przemysłowych oraz
warunków wprowadzania ścieków do urządzeń
kanalizacyjnych podaje wartości odniesienia dla
WWA których sumaryczna wartość stęŜeń nie
moŜe być wyŜsza niŜ 2,0 µg/l.
Materiały i metody
Prowadzone badania miały na celu próby
rozkładu wybranych WWA:
fenantrenu,
antracenu, benzo[a]antracenu i pirenu w
roztworach wodnych w warunkach kawitacji
hydrodynamicznej. Układ do degradacji
związków organicznych w warunkach kawitacji
hydrodynamicznej przedstawia rys. 1. W skład
układu wchodzi: zbiornik cieczy cyrkulacyjnej
o objętości 30 litrów, pompa wirowa oraz
reaktor hydrokawitacyjny (rys. 2).
W układzie zamontowane zostały urządzenia
pomiarowe: przepływomierz oraz manometr,
które połączone są z układem rejestracyjnopomiarowym.
Rys. 1. Układ laboratoryjny
1- zbiornik, 2- pompa wirowa 3- przepływomierz elektromagnetyczny, 4- czujnik ciśnienia, 5- czujnik
pomiarowy typu Keller, 6- reaktor hydrokawitacyjny
Reaktor hydrokawitacyjny (fot. 1) składa się ze
wzbudnika kawitacji (5) i obudowy. W skład
obudowy wchodzą dwie stalowe tarcze
obudowujące wzbudnik kawitacji (3, 4)
połączone śrubami (7), rury z polimetakrylanu
metylu (2, 6) zamykające strefę kawitacji oraz
dwa króćce (1,8) umoŜliwiające podłączenie go
do układu. W części rozpręŜnej reaktora króćce
podłączono do urządzenia pomiarowego
(czujnik ciśnienia typu Keller) pozwalającego
na pomiary i zapis zmiany ciśnienia w strefie
kawitacji W badaniach wykorzystano wzbudnik
kawitacji w postaci stalowej tarczy o średnicy
64 mm z otworami, który montowany jest
w korpusie kawitatora. Konstrukcja kawitatora
umoŜliwia szybką
wymianę wzbudnika
kawitacji. Ściany kawitatora wykonane są ze
szkła organicznego. UmoŜliwia to bieŜącą
obserwację zachodzącego procesu kawitacji. W
badaniach uŜywany był wzbudnik kawitacji w
postaci tarczy z 9 otworami o średnicy 1 mm
kaŜdy
w
kształcie
walca
o
stałej
średnicy.Ciśnienie w układzie wytwarzane jest
przez pompę wirową marki Wilo typ MVIE
200-1/16/E/3-2-2G. Regulacja następuje w
wyniku zmiany obrotów silnika elektrycznego
napędzającego pompę a tym samym wydatku
pompy. Wydatek pompy mierzony jest
za pomocą przepływomierza Badger Meter Inc.
typ M1500AA.
170
Rys. 2. Schemat reaktora kawitacyjnego:
1, 8- króćce, 2, 6-rura ze szkła organicznego,
3,4-stalowe tarcze łączące obudowę, 5-wzbudnik
kawitacji, 7-szpilki
Metodyka prowadzenia badań
W badaniach degradacji WWA w warunkach
kawitacji hydrodynamicznej uŜyto substancji
wzorcowych
czterech
wybranych
wielopierścieniowych
węglowodorów
aromatycznych:
fenantren
(97%,
Fluka
Analytical), antracen (99%, Acros Organics)
będących
przedstawicielami
związków
trójpierścieniowych
oraz
piren
i benzo[a]antracen (o stopniach czystości
odpowiednio: 98% i 99%, Acros Organics)
posiadających cztery pierścienie aromatyczne,
których wybrane właściwości zestawiono w tab.
2 Substancje te odznaczały się wysokim
stopniem czystości i nie były poddawane
dalszym procesom oczyszczania. Sporządzenie
wodnych roztworów WWA o zadanym
stęŜeniu około 500 ppb przeprowadzono w
dwóch etapach: w pierwszym etapie odwaŜano
15 mg (±0,5 mg) danego węglowodoru
i rozpuszczano w 50 ml acetonitrylu (acetonitryl
.
Fot. 1. Widok reaktora kawitacyjnego
do HPLC, POCH). Drugi etap obejmował
ilościowe przeniesienie uzyskanych roztworów
do
zbiornika
o pojemności
50
dm3,
stanowiącego
element
stanowiska
laboratoryjnego słuŜącego do badania procesów
kawitacji, wypełnionego 30 dm3 wody
wodociągowej, przez co uzyskano określone
stęŜenie.
Wodne
roztwory
WWA
przygotowywano w dniu pomiaru. Badania
stopnia degradacji przeprowadzono dla ciśnień:
5, 6 i 7 bar. Czas trwania pomiaru (1 pomiar dla
kaŜdej wartości ciśnienia wejściowego) wynosił
60 minut. Przed rozpoczęciem właściwych
badań wodne roztwory WWA poddano
wymieszaniu z cieczą znajdującą się w układzie
pomiarowym (9,5 dm3) przez okres 10 minut i
ciśnieniu około 3 bar. Przed etapem badań
pobrano do analizy 90 ml tzw. próbki zerowej,
względem której dokonano późnej ilościowego
porównania substancji pozostałych w roztworze
po
przeprowadzeniu
procesu
kawitacji
hydrodynamicznej.
171
Tabela 2. Budowa chemiczna i właściwości wybranych WWA stosowanych w badaniach.
Związek
Masa
cząsteczkowa
LogP
LogS
Temperatura
wrzenia [ºC]
178,2
4, 68
-5, 72
340
178,2
4,68
-5,57
342
202,3
5, 17
-6,94
404
228,3
4, 64
-7, 69
437,5
Fenantren
Antracen
Piren
Benzo[a]antracen
P- współczynnik podziału, S- rozpuszczalność.
W trakcie eksperymentu pobierano próbki (w
ilości 90 ml) po czasie: 5, 10, 15, 20, 30 i 60
minut. W trakcie procesu kawitacji rejestrowano
zmiany pH i temperatury. Rejestrowano
równieŜ przebieg zmian ciśnienia (przetwornik
ciśnienia
KELLER
PR-33X
wraz
z konwerterem K107) w części roboczej
kawitatora.
Pobrane próbki z wodnymi
roztworami WWA poddano ekstrakcji w łaźni
ultradźwiękowej w celu wyizolowania frakcji
węglowodorowej. Czas ekstrakcji wynosił 45
minut, a stosowanym rozpuszczalnikiem był
dichlorometan (dichlorometan do analizy poz.
pest., POCH) którego dodatek w przypadku
kaŜdej próbki wynosił 10 ml. Po ekstrakcji
pobierano z kaŜdej z kolb fazę organiczną,
której oznaczenie ilościowe i jakościowe zostało
wykonane za pomocą chromatografu gazowego
(Finnigan Mat GCQ) sprzęŜonego ze
spektrometrem
mas
i wyposaŜonego
w
autosampler (A220S Finnigan Mat) oraz
kolumnę kapilarną RTX-5MS (długość 60 m,
średnica 0,25mm, grubość warstwy filmu 0,25
µm) będącą odpowiednikiem kolumn typu DB5. Temperatura dozownika (typu split-splitless)
wynosiła 275 ºC. Objętość wstrzykiwanej ilości
próbki była równa 2 µl. Początkowa
temperatura kolumny 80 ºC była utrzymywana
przez dwie minuty, po czym nastąpił jej wzrost
do temperatury 300 ºC (utrzymywana przez 25
minut). Prędkość wzrostu wynosiła 8 ºC/min.
Gaz nośny stanowił hel (czystość 5,6), którego
prędkość przepływu wynosiła 40 cm/s.
Chromatogramy rejestrowane były przy
zakresie skanowania mas 80-305 m/z, zaś
rejestracja rozpoczynała się od 10 minuty
trwania analizy.
172
Wyniki i dyskusja
Kawitacja
jest
złoŜonym
procesem
fizykochemicznym. Istotnymi jej cechami są
warunki hydrodynamiczne panujące w strefie
reakcyjnej kawitatora i liczba kawitacji. W
badaniach zastosowano wzbudnik kawitacji z 9
otworami φ1 mm (Wójs, 2004; Sobieski, 2004).
Taka konstrukcja jest korzystna dla przebiegu
procesu degradacji skondensowanych związków
organicznych, tworzy się bowiem, zgodnie z
danymi literaturowymi (Wójs, 2004) większy
obłok kawitacyjny.
Liczba kawitacji charakteryzująca intensywność
procesu jest stosunkiem ciśnienia, przy których
zanikają pęcherzyki kawitacyjne (kawerny) do
ciśnienia przy którym powstają i rosną. Liczba
kawitacji k na ogół definiowana jest wzorem
(Wójs, 2004) :
p 0 − pv
1
⋅ρ ⋅w
2
gdzie: p 0 - ciśnienie w obszarze niezakłóconym, p v - ciśnienie krytyczne,
ρ gęstość cieczy, w - prędkość przepływu.
k=
W tabeli 3 zestawiono główne parametry charakteryzujące proces kawitacji w reaktorze z tarczą 9
otworów φ 1 mm.
Tabela 3. Wybrane parametry charakteryzujące proces kawitacji
Ciśnienie wejściowe
[bar]
5
6
7
∆t [°C]
∆pH
Liczba kawitacji
8,2
10,3
10,6
1,05
0,93
1,11
0,302
0,254
0,221
Na rysunku 3 przedstawiono zaleŜność zmiany
temperatury cieczy cyrkulującej w funkcji czasu.
Wzrost temperatury występuje dla kaŜdych 3 wartości
ciśnienia wejściowego. Największy wzrost temperatury
zaobserwowano dla ciśnienia 7 bar.
Nakłady energetyczne zuŜywane w procesie
charakteryzują m.in. wzrost temperatury
roztworu roboczego. Uproszczony bilans
energetyczny pozwala oszacować ilość energii
potrzebnej do wywołania zjawiska kawitacji.
Szacunkowo ilość ta wynosi ok. 0,11 kJ/s
energii dostarczanej do procesu dla p = 9 bar.
Rys. 3. ZaleŜność zmian temperatury w funkcji czasu dla badanych wartości ciśnienia wejściowego
173
Przez okres całego pomiaru mierzona była
pulsacja ciśnienia po stronie rozpręŜnej reaktora
w odległości około 45 mm od wzbudnika
kawitacji.
Przykładowe zmiany ciśnienia w strefie
kawitacji w zaleŜności od ciśnienia zasilania
przedstawiono na rysunku 4. W pierwszych
dziesięciu minutach następuje wzrost pulsacji, a
.
następnie stabilizuje się i zanikają róŜnice dla
badanych ciśnień zasilania. Wzrost pulsacji w
pierwszym
okresie
procesu
kawitacji
spowodowany jest głównie tym, Ŝe okres
cyrkulacji mieszaniny w układzie wynosi ok.
5 minut i w tym czasie następuje rozpuszczanie
cząstek powietrza podczas cyrkulacji, które są
zarodnikami kawitacji.
podciśnienie [bar]
100
80
60
5 bar
40
6 bar
20
7 bar
0
0
10
20
30
40
50
60
czas [min]
Rys. 4. Zmiany ciśnienia w strefie kawitacji
Rysunek 5 przedstawia w trakcie procesu
pulsację ciśnienia w obszarze kawitacji, w
krótkich interwałach czasu. Wahania ciśnień
obserwuje się w granicach 0-15%. Wpływają
one głównie na efekt procesu i intensywność
szumu kawitacyjnego.
podciśnienie [mbar]
90
80
70
60
50
0
5000
10000
czas [ms]
15000
20000
Rys. 5. Pulsacja ciśnienia w odległości ok.45mm od wzbudnika (pomiar co 20 ms)
Efektywność rozkładu (stopień degradacji)
WWA określano chromatograficznie. Na
podstawie uzyskanych fragmentogramów (rys.
6) badanych związków (antracenu, fenantrenu,
benzo[a]antracenu, pirenu)
określono ich
procentowy rozkład w roztworach wodnych w
warunkach wymuszonej kawitacji. Na rysunku
6 przedstawiono przykładowe wyniki analizy
chromatograficznej w przypadku kawitacji
wywołanej przy ciśnieniu zasilania 7 bar.
174
RT: 10.99 - 39.54
Całkowity prąd
jonowy
100
80
60
40
20
0
100
11.10 12.07
13.82
16.96 18.57
26.68
21.15 23.55 25.01
27.94
NL: 7.04E4
38.53 39.37
TIC F: MS
WWA_KAW_0min
33.90 35.83 36.92
_7bar_kryza2_rm
32.43
30.94
30.20
29.13
12.28
Fenantren
13.08
80
13.53 14.19
60
40
31.34
27.20 27.86
23.90
16.82 17.80
21.80
19.24 19.69
25.55
32.87
37.04
35.39
28.18
38.52 NL: 8.90E1
Base Peak m/z=
127.5-128.5 F:
38.20
MS
WWA_KAW_0min
_7bar_kryza2_rm
Relative Abundance
20
0
100
16.92
17.08
80
Antracen
60
17.25
17.52
40
20
11.85 12.97 15.04
20.88 23.84 25.51 25.64 26.17
0
100
40
35.65
21.18
Piren
80
60
33.72 34.71
30.13 31.01
NL: 2.80E2
Base Peak m/z=
177.5-178.5 F:
MS
38.63 WWA_KAW_0min
_7bar_kryza2_rm
12.27
12.70
14.15 15.12
20
21.27
21.36
17.37
19.83
22.83
24.94
26.03
30.37
29.34
31.94 32.75
35.16
0
100
37.64
Benzo[a]antracen
80
31.88 32.01
31.01
30.34
60
40
20 11.04
12.87 15.03
0
12
14
16
37.08
38.27
38.28
34.56 36.35
29.40
17.94
18
24.62 26.10
20.20
20
22
NL: 1.25E2
Base Peak m/z=
201.5-202.5 F:
MS
WWA_KAW_0min
_7bar_kryza2_rm
NL: 1.32E3
Base Peak m/z=
227.5-228.5 F:
MS
WWA_KAW_0min
_7bar_kryza2_rm
27.68
24
26
Time (min)
28
30
32
34
36
38
Rys. 6. Fragmentogramy badanych WWA wyizolowanych z próbek wodnych pobranych po 5 minutach
trwania procesu kawitacji, p= 7 bar
Wykonane badania analizy chromatograficzne
potwierdzają wysoki stopień degradacji WWA
(powyŜej 96%) juŜ po czasie 5 minut. StęŜenia
wodnych roztworów badanych węglowodorów
pierścieniowych wynosiły około 500 ppb (±3
ppb). Wybór stęŜeń w przypadku modelowych
roztworów podyktowany był dopuszczalnymi
stęŜeniami WWA w wodzie pitnej. W
badaniach celowo wykorzystano stęŜenia WWA
o rząd wielkości większe niŜ te o których mowa
w dyrektywie 98/83/EC, ze względu na
dokładne określenie stopnia rozkładu.
Podsumowanie i wnioski
Metody pozwalające na uzyskanie wysokiego
stopnia rozkładu WWA z roztworów wodnych
to
przede
wszystkim:
ozonowanie,
promieniowanie UV oraz metody hybrydowe
stanowiące połączenie działania ozonu z
procesami fotolitycznymi. W niniejszej pracy
podjęto próbę wykorzystania zjawiska kawitacji
hydrodynamicznej w celu rozkładu cyklicznych
związków
organicznych
w
roztworach
wodnych.
Wcześniejsze badania degradacji WWA
bazujące na procesach utleniania ozonem oraz z
uŜyciem nadtlenku wodoru i promieniowania
UV wykazały zaleŜność stopnia degradacji od
struktury badanego WWA (w szczególności
liczby pierścieni aromatycznych w cząsteczce) i
stosowanej metody (Ledakowicz, 2001).
Korzystne rezultaty otrzymano w przypadku
techniki UV/O3. Stopień degradacji badanych
WWA wyniósł powyŜej 85 % przy bardzo
krótkim czasie rozkładu odpowiednio równym:
dla związku czteropierścieniowego - chryzenu
75 s i 600 s dla WWA z trzema grupami
benzenowmi – fluorenu (Ledakowicz, 1999).
Do degradacji WWA z roztworów wodnych
moŜna
wykorzystać
kawitację
hydrodynamiczną.
To ostatnie zjawisko wywołane zmiennym
polem ciśnień w przepływającym płynie jest
175
podejmowane w badaniach i moŜe być jedną
z nowych technik usuwania szkodliwych
cyklicznych węglowodorów. Poddane badaniu
wzorcowe roztwory czterech WWA (fenantren,
antracen, benzo[a]antracen, piren) o stęŜeniach
ok. 500 ppb w wodzie uległy niemalŜe 100%
degradacji w bardzo krótkim czasie (po 300 s).
Oszacowanie stopnia rozkładu było dosyć
trudne do zrealizowania ze względu na małe
stęŜenia WWA w roztworach, jednak analizując
przedstawione fragmentogramy (rys.6.) moŜna
wywnioskować o duŜej skuteczności procesu
kawitacji w oczyszczaniu próbek wody.
Stosowane stęŜenia były o rząd wielkości
większe od dopuszczalnych stęŜeń w wodzie
przeznaczonej do spoŜycia.
Metoda wykorzystania zjawiska kawitacji
hydrodynamicznej do degradacji WWA
w wodzie jest jak do tej pory nieczęsto
stosowana i ciągle pozostaje w fazie badań.
LITERATURA
ANYAKORA C., COKER H.: African Journal
of Biotech. 5 (21) pp. 2024-2031, 2006
DONG M.W., GREENBERG A.: J. Liq.
Chromatogr. 1988. 11, 1887.
FRANC JEAN-PIERRE, MICHEL JEANMARIE, Fundamentals of Cavitation, Kluwer
Academic Publishers, Dordrecht, 2004
GOGATE P. R., 2007, Application of cavitional
reactors for water disinfection: Current status
and path forward, Journal of Environmental
Management 85, 801-815
JACOB J., KARCHER W., WAGSTAFFE P.
J.: FRESENIUS J. Anal. Chem. 1984. 317, 101.
KANCHANAMAYOON W. TATRA- HUN
N.: World Journal of Chemistry, 3 (2) 53, 2008
KUSUDA K., SHIRAKI K., MIWA T.: Anal.
Chim. Acta 1989. 224, 1.
LAMPARCZYK
H.,
ZARZYCKI
P,.
OCHOCKA R.J., ASZTEMBORSKA M.,
SYBILSKA D.: Chromatographia 1991 31, 157.
LEBO J.A., ZAJICEK J.L., HUCKINS J. N.,
PETTY J. D., PETERMAN P. H.:
Chemosphere. 1992. 25, 697.
LEDAKOWICZ S., MILLER J. S., OLEJNIK
D.: International Journal of Photoenergy 3,
1999, 3.
LEDAKOWICZ S., MILLER J. S., OLEJNIK
D.: International Journal of Photoenergy 3,
2001, 100.
MALISZEWSKA - KORDYBACH B.:
Archiwum Ochrony Środowiska.1992. 2, 153.
MARTINEZ E, GROS M, LACORTE S,
BARCELO D (2004) J Chromatogr A
1047:181-188
MARTY J.C., JALLIFIER – MERLON E.:
Gaseous Pollutants: Characterization and
cycling. Ed. J. O. Nriagu. New York, John
wiley and Sons, Inc 1992.
MULIK J., COOKE M., GUYER H.,
SEMENIUK G., SAWICKI E.: Anal Lett. 1975.
8, 511
ONUSKA J.S.: Analisis of trace organic in the
aquatic environment. Red. B. K. Afghan and
S.Y. Chau Alfred. Boca Raon, Floryda, CRS
Press Inc. 1989.
PATIL M. N., PANDIT A. B., 2007, Cavitation.
A novel technique for making stable nanosupensions, Ultrasonics Sonochemistry 14, 519530
RAWA-ADKONIS
M,
WOLSKA
L,
NAMIEŚNIK J (2006) Crit Rev Anal Chem
36:63-72
ROSS JRM. OROS DR (2004) Chemosphere
57:909-920.
VALERIO F, PALA M.: FRESENIUS J. Anal.
Chem. 1991 339, 777.
VOLMUT J., MELNIK M.: J. High Resolut.
Chromatogr. 1994 16, 27.
WIKBY A., NILSON L., HALOSAS G.: J.
Chromatogr. 1978 157, 51.
WÓJS K., Kawitacja w cieczach o róŜnych
właściwościach
reologicznych,
Oficyna
wydawnicza
Politechniki
Wrocławskiej,
Wrocław 2004.