i processi di ossidazione avanzata nel trattamento delle - CNR-ISOF

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ALMA MATER STUDIORUM-UNIVERSITA’ DI BOLOGNA
FACOLTA’ DI FARMACIA
CORSO DI STUDIO IN CHIMICA E TECNOLOGIA FARMACEUTICHE
I PROCESSI DI OSSIDAZIONE AVANZATA NEL
TRATTAMENTO DELLE ACQUE: LA DEGRADAZIONE DI
UN DISORGANIZZATORE ENDOCRINO, L’OCTILFENOLO
Presentata da:
MICHELA SARACINO
Relatore:
Prof. ENRICO GATTAVECCHIA
Correlatore:
Dott. SALVATORE SILVANO EMMI
ISOF-CNR Bologna
Sessione II
Anno accademico 2008/2009
INDICE
INDICE
INDICE .............................................................................................................................1
SCOPO DELLA TESI ......................................................................................................5
Capitolo 1
INTRODUZIONE ........................................................................................................7
1.1
IL “PROBLEMA ACQUA” NEL MONDO ..............................................7
1.2
GLI INQUINANTI DELLE ACQUE.........................................................8
1.2.1
I TENSIOATTIVI................................................................................9
1.2.1.1
1.3
Suddivisione dei tensioattivi ........................................................10
I TRATTAMENTI DELLE ACQUE REFLUE .......................................14
1.3.1
I SISTEMI DI TRATTAMENTO CONVENZIONALI ...................15
1.3.1.1
Coagulazione................................................................................15
1.3.1.2
Flocculazione ...............................................................................15
1.3.1.3
Sedimentazione ............................................................................15
1.3.1.4
Filtrazione ....................................................................................16
1.3.1.5
Clorazione (disinfezione).............................................................16
1.3.1.6
Processi biologici .........................................................................16
1.3.1.7
Osmosi inversa e nanofiltrazione.................................................17
1.3.2
SVANTAGGI DEI TRATTAMENTI TRADIZIONALI..................18
1.3.3
LA QUALITA’ DELL’ACQUA .......................................................20
Capitolo 2
I DISORGANIZZATORI ENDOCRINI....................................................................22
2.1
CLASSIFICAZIONE DEGLI ED ............................................................22
2.1.1
ALTERATORI ENDOCRINI DI ORIGINE NATURALE ..............23
2.1.2
ALTERATORI ENDOCRINI DI SINTESI ......................................24
2.2
FONTI DI ESPOSIZIONE .......................................................................28
2.3
MECCANISMI D’AZIONE DEGLI ED..................................................29
2.4
ANOMALIE DELL’APPARATO RIPRODUTTIVO .............................29
1
2.5
METODI DI STUDIO ..............................................................................32
2.5.1
SAGGI IN VITRO.............................................................................32
2.5.2
SAGGI IN VIVO ...............................................................................34
2.5.3
ALTRI METODI DI STUDIO ..........................................................35
2.5.3.1
La vitellogenina come biomarcatore............................................35
2.5.3.2
I modelli QSAR ...........................................................................35
2.6
UNA CLASSE IMPORTANTE DI ED: GLI ALCHILFENOLI .............36
2.7
OCTILFENOLO .......................................................................................37
2.7.1
TOSSICITA’ DELL’OCTILFENOLO..............................................38
2.7.2
USI E IMPATTO AMBIENTALE DELL’OCTILFENOLO...........38
2.8
REACH .....................................................................................................39
Capitolo 3
I PROCESSI DI OSSIDAZIONE AVANZATA .......................................................41
3.1
I PRINCIPALI PROCESSI DI OSSIDAZIONE AVANZATA...............43
3.1.1
RADIAZIONI UV/H2O2....................................................................43
3.1.2
OZONIZZAZIONE ...........................................................................45
3.1.3
FOTOCATALISI (UV/TiO2) ............................................................46
3.1.4
FENTON E FOTO-FENTON............................................................48
3.1.5
PROCESSI CHE UTILIZZANO LE RADIAZIONI IONIZZANTI 49
3.1.5.1
E-beams........................................................................................49
3.1.5.2
Radiazioni γ .................................................................................49
3.1.6
3.2
ULTRASUONI..................................................................................50
RADIOLISI DELL’ACQUA ....................................................................52
3.2.1
RADICALE IDROSSILE..................................................................54
3.2.2
PRODOTTI MOLECOLARI ............................................................57
3.2.3
RADICALE IDROPEROSSILE........................................................58
3.2.4
ELETTRONE SOLVATATO ...........................................................59
3.2.5
ATOMO DI IDROGENO..................................................................59
3.2.6
SCAVANGERS.................................................................................60
3.2.6.1
Protossido d’azoto........................................................................60
3.2.6.2
Ossigeno molecolare ....................................................................60
2
3.3
OSSIDAZIONE DEL FENOLO AD OPERA DEL RADICALE OH .....61
Capitolo 4
MATERIALI E TECNICHE STRUMENTALI.........................................................63
4.1
SORGENTE DI RADIAZIONI IONIZZANTI: LA γ-CELL...................63
4.1.1
DOSE .................................................................................................65
4.1.1.1
Dosimetro di Fricke .....................................................................66
4.2
REATTORE FOTOCHIMICO .................................................................70
4.3
BAGNO A ULTRASUONI ......................................................................71
4.4
TECNICHE DI RIVELAZIONE ..............................................................71
4.4.1
ANALISI SPETTROFOTOMETRICA.............................................71
4.4.2
ANALISI IR IN TEMPO REALE.....................................................71
4.5
PROVE DI
ECOTOSSICITA’ BASATE SULLA LUMINOSITÁ
BATTERICA .........................................................................................................73
4.5.1
4.6
TEST SU OCTILFENOLO ...............................................................74
PREPARAZIONE DEI CAMPIONI DA TRATTARE............................75
Capitolo 5
RISULTATI E DISCUSSIONE .................................................................................77
5.1
PROVE PRELIMINARI...........................................................................77
5.2
TRATTAMENTI DI DEGRADAZIONE PER MEZZO DEI PROCESSI
DI OSSIDAZIONE AVANZATA.........................................................................78
5.2.1
TRATTAMENTO CON RADIAZIONI γ.........................................78
5.2.1.1
OP + γ ..........................................................................................79
5.2.1.2
OP + γ + TiO2 ..............................................................................83
5.2.1.3
OP + γ + TiO2 + H2O2 ..................................................................85
5.2.1.4
OP + γ (24 ore).............................................................................86
5.2.2
TRATTAMENTO CON RADIAZIONI UV.....................................87
5.2.2.1
OP + UV + TiO2 e/o H2O2: trattamento continuo........................87
5.2.2.2
OP + UV + H2O2 con e senza TiO2: trattamento discontinuo ....92
5.2.3
CONFRONTO TRA TRATTAMENTO γ E UV ..............................95
5.2.4
TRATTAMENTO CON ULTRASUONI .........................................96
5.3
ANALISI CON REACTIR™ ...................................................................98
5.4
ANALISI TOSSICOLOGICA ................................................................101
3
Capitolo 6
CONCLUSIONI.......................................................................................................103
Capitolo 7
BIBLIOGRAFIA......................................................................................................105
4
SCOPO DELLA TESI
SCOPO DELLA TESI
Il problema della contaminazione delle acque ad opera di composti organici
biorecalcitranti sta diventando sempre più preoccupante. Poiché i metodi
tradizionali di trattamento delle acque reflue presentano alcuni
inconvenienti, tra cui quello di non distruggere completamente gli
inquinanti o di crearne di nuovi (come nel caso della disinfezione con il
cloro), si sta dedicando particolare attenzione a nuove tecnologie che
consentano di ridurre o addirittura eliminare gli inquinanti pericolosi per la
salute umana.
I processi di ossidazione avanzata rappresentano una valida alternativa ai
sistemi convenzionali di depurazione delle acque, considerata la loro
potenziale capacità di condurre alla completa mineralizzazione degli
inquinanti o, eventualmente, alla loro trasformazione in molecole
biodegradabili. Questi processi portano alla formazione del radicale OH, il
quale è il principale demolitore dei composti organici inquinanti.
In questa tesi è stata svolta un’indagine sperimentale sulla degradazione in
acqua dell’octilfenolo per mezzo dei processi di ossidazione avanzata.
L’octilfenolo deriva dall’octilfenolo polietossilato, il quale è un tensioattivo
non-ionico molto noto e ampiamente usato in numerosi detergenti sia
domestici che industriali; si trova nei corpi idrici in seguito ai processi
degradativi della forma polietossilata che si verificano in essi, per
degradazione naturale, o in seguito ai trattamenti di depurazione: esso è
dunque contenuto nelle acque che dopo il trattamento vengono riversate nei
mari, nei fiumi o nei laghi, dove viene assunto dagli organismi acquatici.
Esiste il sospetto che l’esposizione da parte dell’uomo all’octilfenolo possa
costituire un rischio per la sua salute: vari test in vitro e in vivo hanno
dimostrato la sua attività estrogenica.
I tipi di processi di ossidazione avanzata impiegati in questo lavoro per le
prove di degradazione dell’octilfenolo sono stati i raggi γ, le radiazioni UV
e gli ultrasuoni.
5
SCOPO DELLA TESI
Lo scopo è stato quello di trovare il processo ossidativo più adatto per la
sua decomposizione, ottimizzando i parametri chimico-fisici dei diversi
metodi presi in esame.
Sono state condotte delle prove in presenza di agenti che potenziano la
produzione di radicali OH nelle soluzioni sottoposte ai processi ossidativi,
con l’intento di migliorarne l’efficienza: un fotocatalizzatore, il biossido di
titanio (TiO2), e il perossido di idrogeno (H2O2) sono stati addizionati alle
soluzioni di octilfenolo, sia singolarmente che insieme, sfruttando il loro
effetto sinergico.
6
INTRODUZIONE
Capitolo 1
INTRODUZIONE
1.1 IL “PROBLEMA ACQUA” NEL MONDO
Nel corso del ventesimo secolo il mondo ha vissuto un’esplosione
tecnologica e industriale che, insieme allo sviluppo economico e
all’aumento demografico, ha causato un notevole incremento nell’utilizzo
di uno dei beni più preziosi, l’acqua.
Mentre duemila anni fa un romano usava circa 15 litri di acqua al giorno
per bere, mangiare e lavarsi, oggi il consumo quotidiano di acqua pro
capite in Italia varia dai 170 ai 200 litri. L’aumento del consumo di acqua
ha, come conseguenza diretta, un accrescimento dell’inquinamento idrico,
che ne preclude parzialmente o totalmente l’uso a cui è stata destinata.
In contrasto con l’uso sempre più sfrenato e inconsapevole di acqua nei
paesi industrializzati, più di un miliardo di persone nel mondo soffre per la
scarsità di acqua. Basti pensare che una famiglia africana usa meno di 20
litri di acqua al giorno.
Secondo un recente rapporto dell'Onu, più di 1 miliardo e 200 milioni di
persone non hanno accesso sufficiente a fonti di acqua pulita e quasi altri 2
miliardi vivono senza servizi igienici. L’acqua sporca fa ogni anno nel
mondo oltre 1,6 milioni di morti: il 90% delle vittime sono bambini sotto i
5 anni, la maggior parte nei Paesi in via di sviluppo. Sempre l’Onu avverte
che nel 2030 quasi metà della popolazione mondiale, oltre 3 miliardi di
persone, potrebbe rimanere senz'acqua.
Uno dei possibili rimedi per un uso più razionale delle risorse idriche è
rappresentato dalla possibilità di recuperare le acque reflue dopo un
opportuno trattamento depurativo, per destinarle poi a nuovi impieghi. La
scelta del tipo di processo e del grado di trattamento da praticare dipende
dalla fonte dell’acqua e dall’uso che se ne intende fare. Le acque depurate
7
INTRODUZIONE
possono essere riutilizzate dalle industrie per i loro processi interni, come
acqua antincendio, per il lavaggio di strade e automobili, per l’irrigazione
in campo agricolo, oppure dalla rete civica come acqua potabile.
Purtroppo i paesi in via di sviluppo partono da una posizione svantaggiata
nell’ elaborazione delle acque reflue come risorsa, per la mancanza di
mezzi e di tecnologie che li mettano in condizione di costituire gli impianti
di depurazione e di suddividere le acque reflue in diversi regimi di
trattamento e destinazione. Nei paesi industrializzati esiste invece la
possibilità di costruire due grandi reti di condotte, una per l’adduzione di
acqua potabile e l’altra per l’acqua grezza.
1.2 GLI INQUINANTI DELLE ACQUE
Le acque che derivano dagli scarichi civili, dai processi industriali e dalle
attività agricole contengono una moltitudine di composti inquinanti, la
maggior parte dei quali sono particolarmente pericolosi per la salute
dell’uomo e per la sopravvivenza di numerose specie viventi. Questi
composti si suddividono in tre gruppi principali:
- Batteri, virus, protozoi, tutti agenti che provocano malattie (colera,
salmonellosi, ecc.).
- Composti inorganici solubili in acqua, come gli acidi, i sali e i
metalli tossici (cadmio, piombo, mercurio). Appartengono a questo
gruppo di composti anche i residui radioattivi, ovvero gli elementi
instabili che decadono emettendo radiazioni ionizzanti.
- Composti organici, quali gli idrocarburi saturi, insaturi e aromatici.
Questi composti formano olii, detersivi, i quali contengono
tensioattivi ed emulsionanti, plastiche, pesticidi.
In questa tesi è stato studiato un inquinante presente in maniera ubiquitaria
e persistente nell’ambiente acquatico, l’octilfenolo: esso deriva dalla
degradazione, che avviene negli impianti di depurazione delle acque reflue,
di un tensioattivo non-ionico usato nei detergenti sia domestici che
industriali, e per esso è stata dimostrata un’attività a livello del sistema
endocrino.
8
INTRODUZIONE
Segue una panoramica sui tensioattivi e sulla loro suddividono in base alle
caratteristiche chimiche.
1.2.1
I TENSIOATTIVI
Le molecole situate all’interno di un liquido sono soggette a forze di
attrazione bilanciate in tutte le direzioni, mentre quelle disposte sulla
superficie risentono solo di forze attrattive da parte di molecole situate
lateralmente o inferiormente. L’azione di tali forze contrae la superficie,
facendo sì che essa si comporti come una membrana. Lo stato di tensione
delle molecole che si trovano sulla superficie di separazione liquido-aria è
la tensione superficiale.
Figura 1.1 Tensione superficiale
I tensioattivi sono composti organici costituiti da una parte idrofila (fase
polare) e da una parte idrofoba (fase apolare). Il loro nome si riferisce al
fatto che agiscono sulla tensione superficiale nelle soluzioni acquose,
provocandone un abbassamento. Questa caratteristica li rende sostanze con
proprietà schiumogene, bagnanti, detergenti e solubilizzanti.
Saponi e detergenti
I primi tensioattivi della storia furono i saponi (tensioattivi naturali), che
chimicamente sono sali alcalini di acidi grassi. Nell’industria saponiera, il
grasso viene completamente idrolizzato a caldo con soda caustica (reazione
di saponificazione), poi si aggiunge il sale (NaCl) per aiutare la
precipitazione del sapone. Il sapone viene quindi purificato con acqua
bollente che estrae i residui di base, alcoli, sale e glicerolo, trattato con
9
INTRODUZIONE
additivi (pomice, coloranti, profumi), e infine rifuso e lavorato con
appropriati stampi.
La più antica formula conosciuta per la fabbricazione del sapone risale al
3000 a.C., e fu rinvenuta in Mesopotamia. I processi della sua produzione
si svilupparono nel corso dei secoli, fino a quando all’inizio del novecento
iniziarono a diffondersi i detergenti, che oggi comprendono una vasta
gamma di prodotti utilizzati in grande quantità, sia in ambito domestico che
industriale. I detergenti sono costituiti da composti chimici sintetici che
possono essere dannosi per la salute umana e compromettere i delicati
equilibri degli ecosistemi, a causa della loro tossicità intrinseca, della loro
permanenza nell’ambiente e dell’alto potenziale di bioaccumulo.
I saponi mostrano una maggiore compatibilità con l’uomo e l’ambiente, in
quanto sono sostanze biodegradabili, ma presentano lo svantaggio di essere
sensibili alle acque dure, cioè si solubilizzano di meno in presenza degli
ioni Ca2+ e Mg2+, i quali si trovano nell’acqua, perdendo così le
caratteristiche di detergenza. Invece, i tensioattivi sintetici non
diminuiscono la solubilità in presenza delle acque dure, mostrano potere
schiumogeno, una buona detergenza, e sono batteriostatici e battericidi.
I detergenti sono costituiti dai tensioattivi, che sono i componenti
principali, e da altre sostanze complementari, quali i complessanti, i
perossidi e gli sbiancanti, i conservanti, gli enzimi, i riempitivi e gli
addensanti, gli emollienti e i profumi.
1.2.1.1 Suddivisione dei tensioattivi
I tensioattivi si possono classificare in quattro categorie a seconda della
natura del gruppo idrofilo.
- Tensioattivi NON IONICI
I tensioattivi non ionici hanno l’estremità idrofila costituita da un gruppo
senza carica elettrica. Questi tensioattivi possiedono la capacità di lavare a
basse temperature e sono poco schiumosi. Una delle maggiori classi di
composti appartenenti alla categoria dei tensioattivi non ionici è quella
degli alchilfenoli polietossilati, di cui fa parte l’octilfenolo.
10
INTRODUZIONE
O―CH₂―CH₂
―OH
n
R
ALCHILFENOLO POLIETOSSILATO
OH
R
ALCHILFENOLO
- Tensioattivi ANIONICI
I tensioattivi anionici hanno l’estremità idrofila rappresentata da un gruppo
carico negativamente: si tratta di gruppi carbossilato, solfato, solfonato. La
catena alchilica alla quale è legato il gruppo carico negativamente può
essere ramificata o lineare. Uno dei tensioattivi anionici più comuni è il
sodio dodecil solfato (SDS).
Questi composti rappresentano la categoria predominante dei tensioattivi
che si trovano attualmente sul mercato.
SODIO DODECIL SOLFATO
11
INTRODUZIONE
- Tensioattivi CATIONICI
I tensioattivi cationici presentano un gruppo carico positivamente
all’estremità idrofila. Essi sono generalmente sali di ammonio quaternario,
dotati di azione umettante e batteriostatica: sono infatti importanti come
disinfettanti e vengono utilizzati per realizzare ammorbidenti.
- Tensioattivi ANFOTERI
I tensioattivi anfoteri hanno sia la carica negativa che quella positiva, con
caratteristiche intermedie tra i non ionici e gli anionici. Questi composti
attenuano l'aggressività dei tensioattivi anionici, per questo nella cosmesi
sono spesso accoppiati all’SDS.
CH3
│
+
RCH2 NCH2SO3-
SOLFOBETAINE
│
CH3
CH3
│
RCH2 NCH2COO+
ALCHILBETAINE
│
CH3
12
INTRODUZIONE
TENSIOATTIVI
non ionici
Alchilfenoli
polietossilati
ionici
anfoteri
(Alchilbetaine,
Solfobetaine) cationici
anionici
(R₄N⁺X⁻) (Alchilsolfa
ti, Alchilben
zensolfonati)
Alchilfenoli
Octilfenolo
Schema 1.1 Suddivisione dei tensioattivi
13
INTRODUZIONE
1.3 I TRATTAMENTI DELLE ACQUE REFLUE
Le acque reflue, che in passato contenevano quasi esclusivamente sostanze
biodegradabili, presentano attualmente maggiori problemi di smaltimento,
a causa della presenza sempre più ampia di composti chimici di origine
sintetica. Il mare, i fiumi ed i laghi non sono in grado di ricevere una
quantità di sostanze inquinanti superiore alla propria capacità
autodepurativa (i batteri aerobi presenti nell’acqua demoliscono e
metabolizzano gli inquinanti biodegradabili) senza vedere compromessa la
qualità delle proprie acque ed i normali equilibri dell'ecosistema.
I trattamenti di depurazione delle acque si distinguono in preliminari,
primari, secondari e terziari.
- I trattamenti preliminari sono essenzialmente di tipo meccanico e la
loro funzione principale è quella di eliminare i materiali di
dimensioni grossolane, come le sabbie e gli oli che non sono
accettabili nel corpo idrico ricettore e sono incompatibili con i
processi di depurazione successiva, perchè potrebbero provocare
intasamenti, erosioni, rallentamenti e inibizione dei processi di
depurazione biologica.
- I trattamenti primari hanno lo scopo principale di rimuovere le
sostanze sedimentabili.
- I trattamenti secondari possono essere di tipo biologico e di tipo
chimico. I primi interessano prevalentemente la frazione disciolta e
colloidale delle sostanze organiche, i secondi le sostanze colloidali e
anche le sostanze inorganiche che possono essere rimosse per
precipitazione.
- I trattamenti terziari hanno come obiettivo il miglioramento generale
della qualità dell’effluente finale, l’abbattimento dell’azoto e del
fosforo e l’abbattimento della carica batterica.
La sequenza delle fasi di trattamento di ogni impianto di depurazione delle
acque e la complessità di ciascuna di queste fasi dipendono dalle
caratteristiche dell’inquinamento e dai risultati che si vogliono conseguire:
l’acqua destinata ad un riciclo industriale subirà trattamenti meno rigorosi
rispetto a quella che sarà utilizzata come acqua potabile a livello urbano.
14
INTRODUZIONE
1.3.1
I SISTEMI DI TRATTAMENTO CONVENZIONALI
Di seguito sono esposti i principali processi che trovano applicazione negli
impianti di trattamento delle acque reflue.
1.3.1.1 Coagulazione
La coagulazione è necessaria per rimuovere il materiale organico e la
torbidità dall’acqua.
Le sostanze indesiderate più difficilmente eliminabili dall’acqua naturale
sono quelle che sono disciolte (materie organiche che causano la
colorazione dell’acqua e la formazione dei trialometani) e quelle che hanno
piccole dimensioni (particelle colloidali che provocano la torbidità).
Lo scopo della coagulazione è quindi quello di neutralizzare le cariche di
queste sostanze al fine di favorire la formazione di un agglomerato. Per fare
questo si aggiunge all’acqua un prodotto chimico caricato positivamente
denominato “coagulante” (sali di alluminio o di ferro, polimeri), e la sua
iniezione si effettua mentre si agita l’acqua fortemente al fine di disperderlo
rapidamente.
1.3.1.2 Flocculazione
Il processo di flocculazione consiste nell’aggregazione di particelle presenti
in acqua in gruppi più ampi o “fiocchi”, che sedimenteranno nel successivo
processo di sedimentazione. I fiocchi si formano in seguito ad una
agitazione lenta e prolungata, che fa si che le particelle collidano le une con
le altre. La miscelazione deve essere sufficiente a far si che le particelle
collidano, ma deve essere anche delicata per prevenire che le particelle
flocculate si rompano.
1.3.1.3 Sedimentazione
La sedimentazione ha lo scopo di produrre un’acqua chiarificata, e consiste
nel fare sedimentare le particelle flocculate sul fondo di una vasca per
effetto della gravità. I solidi precipitati vengono poi rimossi dal fondo del
sedimentatore: essi devono essere smaltiti come rifiuti e trattati in maniera
appropriata.
15
INTRODUZIONE
1.3.1.4 Filtrazione
La filtrazione è un processo che utilizza dei filtri per separare dall’acqua le
particelle solide, che sono sospese nell’acqua stessa. Lo scopo è quello di
rimuovere le piccole particelle ed i patogeni non eliminati dai processi di
coagulazione, flocculazione e sedimentazione.
La filtrazione più usata è quella su mezzo granulare, che può essere di sola
sabbia o di sabbia e antracite.
Un particolare dispositivo filtrante è rappresentato dal carbone attivo, che
svolge un’azione adsorbente nei confronti di molte sostanze organiche
inquinanti. L’uso dei filtri a carbone attivo è penalizzato dal fatto che, in
condizioni di massima saturazione, potrebbero rilasciare tutto quello che in
precedenza hanno adsorbito.
1.3.1.5 Clorazione (disinfezione)
La clorazione consiste nell’addizione di cloro all’acqua, e ha lo scopo di
inattivare i microrganismi patogeni. Generalmente, il cloro viene usato
sotto forma di ipoclorito di sodio, NaClO, che quando si scioglie in acqua
conduce alla formazione dell’acido ipocloroso (HOCl) e dello ione
ipoclorito (OCl−) meno attivo. L’acido ipocloroso, elettricamente neutro,
penetra attraverso la parete cellulare degli agenti patogeni, la quale è carica
negativamente, provocando la morte dei microrganismi stessi.
1.3.1.6 Processi biologici
La depurazione attraverso i trattamenti biologici sfrutta tecnologie basate
essenzialmente su fenomeni naturali fatti svolgere in ambienti creati
artificialmente, in modo che i parametri che regolano tali processi possano
essere controllati in maniera ottimale. La depurazione biologica è un
processo che ha come principali protagonisti comunità di organismi
viventi. Sia in ambiente naturale (autodepurazione) che artificiale (impianto
di trattamento), l'azione di popolazioni microbiche, diverse e in
cooperazione tra loro, porta alla degradazione delle sostanze inquinanti
presenti nelle acque attraverso processi di mineralizzazione e di raccolta in
un materiale semisolido (fango), che in seguito può essere separato dalle
16
INTRODUZIONE
acque per sedimentazione. La comunità di microrganismi, utile al processo
di depurazione, è costituita principalmente da batteri e da una variegata
microfauna, che in parte sono già presenti nel liquame da trattare, in parte
provengono dall'ambiente circostante. Lo sviluppo e la crescita di questa
comunità biologica sono determinati dalla sostanza organica contenuta nel
liquame da depurare; quindi, si forma una catena alimentare del detrito
all'interno di quello che è definibile come un ecosistema artificiale.
Un trattamento biologico può precedere o seguire un trattamento chimicofisico a seconda della tipologia dei reflui da trattare.
1.3.1.7 Osmosi inversa e nanofiltrazione
Si ricorre all’osmosi inversa e alla nanofiltrazione per la rimozione di
composti solubili e non biodegradabili.
Sono tecniche a membrana che consentono di separare dall’acqua sali e
molecole organiche solubili, mediante l’applicazione di una differenza di
pressione ai due lati della membrana: l’acqua così attraversa la membrana,
che però è impermeabile al soluto.
Figura 1.2 Un impianto tipico per la potabilizzazione delle acque municipali
costituito da più stadi: 1) Miscelazione. 2) Coagulazione. 3) Decantazione. 4)
Filtrazione. 5) Clorazione.
17
INTRODUZIONE
1.3.2
SVANTAGGI DEI TRATTAMENTI TRADIZIONALI
I sistemi di trattamento tradizionali delle acque reflue non portano alla
totale degradazione e rimozione di tutti gli inquinanti, e così essi sono
continuamente reintrodotti nelle acque di superficie o nelle acque
sotterranee, a loro volte destinate a nuovi utilizzi. Questi metodi, infatti,
non sono distruttivi, in quanto trasferiscono l’inquinante dalla fase acquosa
contaminata ad una un’altra fase, con conseguente necessità di un
trattamento successivo.
Un altro svantaggio è la produzione di sottoprodotti inquinanti causata da
alcuni metodi tradizionali. Il metodo della clorazione, impiegato per
eliminare gli agenti patogeni dalle acque trattate, conduce alla formazione
di vari idrocarburi alogenati ritenuti cancerogeni. Tali composti sono
normalmente rimossi con carbone attivo, che in seguito viene bruciato;
quest’ultima operazione produce ossidi di cloro che, insieme ai diversi
ossidi di azoto e zolfo, sono considerati i diretti responsabili delle piogge
acide.
Queste sono le ragioni per cui negli ultimi decenni particolare attenzione è
stata dedicata allo sviluppo e alla ottimizzazione di processi che permettano
di ottenere la distruzione delle molecole inquinanti in modo efficace ed
ecosostenibile. Particolarmente interessanti si sono rivelati i processi di
ossidazione avanzata, che prevedono la formazione di specie chimiche
altamente reattive, le quali promuovono la degradazione di substrati
organici, tra cui anche i composti biorecalcitranti.
18
INTRODUZIONE
TRATTAMENTI TRADIZIONALI
VANTAGGI
Tecniche
già
SVANTAGGI
largamente Tecniche che non eliminano in
utilizzate, affidabili e adatte maniera definitiva gli inquinanti
al processo automatico
dell’acqua, ma li separano in una
matrice solida: questo produce
un rischio per l’ambiente
Possibilità di riutilizzo delle I
sostanze di scarto
solidi
inquinanti
che
si
producono fanno aumentare i
costi del trattamento
Possono essere trattati rifiuti Svantaggio economico per tutti
in
un
vasto
range
di i metodi che utilizzano additivi
concentrazione
chimici
Costi contenuti
Produzione
di
sottoprodotti
inquinanti
I
metodi
producono
di
clorazione
sostanze
cancerogene
Tabella 1.1 Principali vantaggi e svantaggi dei trattamenti tradizionali
19
INTRODUZIONE
1.3.3
LA QUALITA’ DELL’ACQUA
Alcuni dei parametri attraverso cui viene misurata la qualità dell’acqua
sono:
- Total Organic Carbon (TOC)
Il TOC valuta l’inquinamento organico dell’acqua.
Il metodo che lo determina si basa sull’ossidazione termica o chimica a
umido del carbonio organico a biossido di carbonio (CO2). Quest’ultimo
viene rilevato e determinato quantitativamente (unità di misura: mg C/L).
- Chemical Oxygen Demand (COD)
Il COD è un parametro usato per determinare l'equivalente d'ossigeno delle
sostanze organiche ed inorganiche ossidate da un forte agente ossidante in
un mezzo acido, ad elevata temperatura ed in presenza di un catalizzatore.
- Biochemical Oxygen Demand (BOD)
Il BOD rappresenta una misura indiretta del contenuto di materia organica
biodegradabile presente in un campione d’acqua. Esso descrive la quantità
di ossigeno consumata dai microorganismi nel loro processo di crescita
somatica ed energetica a discapito della sostanza organica presente
nell'acqua.
- pH
Il pH è un fattore molto importante, perché certi processi chimici possono
avvenire soltanto quando l'acqua ha un determinato pH. Per esempio, le
reazioni del cloro avvengono soltanto quando il pH ha un valore compreso
tra 6,5 e 8.
- Solidi sospesi
I solidi sospesi sono caratterizzati da dimensioni molto piccole (dimensioni
comprese tra 0,001 µm e 10 µm), quindi hanno superfici molto estese. Essi
sono i solidi trattenuti dai processi di filtrazione naturale o meccanica che
20
INTRODUZIONE
stanno alla base della disidratazione dei fanghi, e la stima della quantità di
particelle sospese nell’acqua rappresenta il valore della torbidità.
I solidi sospesi sono un veicolo di inquinamento, in quanto batteri,
nutrienti, pesticidi e metalli possono spostarsi con grande facilità adesi alle
loro superfici.
21
I DISORGANIZZATORI ENDOCRINI
Capitolo 2
Alcune evidenze sperimentali ed epidemiologiche sembrano indicare che
l’uomo e altre specie animali abbiano subito effetti negativi sulla salute
come conseguenza dell’esposizione a sostanze chimiche che sono in grado
di interferire con il normale funzionamento delle varie componenti del
sistema endocrino. Per queste sostanze è stato coniato il termine di
endocrine disrupting chemicals (EDCs), ovvero disorganizzatori endocrini
(ED), e sono state definite sostanze esogene che interferiscono con la
produzione, il rilascio, il trasporto, il metabolismo, il legame, l’azione o
l’eliminazione degli ormoni naturali dell’organismo responsabili del
mantenimento dell’omeostasi e della regolazione dei processi di sviluppo.
Sebbene per questi composti sia stata dimostrata attività estrogenica in
vitro e in vivo, e siano state ipotizzate associazioni con aumenti
dell’incidenza di patologie dell’apparato riproduttivo, al momento manca
una dimostrazione univoca di una relazione causa-effetto.
2.1 CLASSIFICAZIONE DEGLI ED
Il numero delle sostanze chimiche per le quali è stata dimostrata l’attività a
livello del sistema endocrino è molto vasto, e in generale queste sostanze
possono essere distinte in composti di origine naturale e in composti di
sintesi.
22
2.1.1
ALTERATORI ENDOCRINI DI ORIGINE NATURALE
Appartengono a questa categoria le seguenti classi di composti:
- gli ormoni prodotti dalla secrezione naturale delle ghiandole endocrine,
immessi nell’ambiente attraverso gli scarichi urbani. In particolare, i
principali imputati sono gli estrogeni: ormoni sessuali femminili di natura
steroidea, responsabili della comparsa e del mantenimento dei caratteri
sessuali primari e secondari. Tra tutti gli estrogeni, relativamente al loro
impatto ecotossicologico, si è rivolta una maggiore attenzione al 17βestradiolo ed ai suoi principali metaboliti, l’estrone e l’estriolo;
17β-estradiolo
- i micoestrogeni, sostanze prodotte dai funghi, come lo zearalenone, che si
può trovare nella muffa presente nei cibi mal conservati ed anche nel
grano;
zearalenone
- i fitoestrogeni, più di 300 composti sintetizzati dalle piante, quali la soia,
la barbabietola, la segale, il frumento, da mele e ciliegie.
23
OH
Estrogeni
HO
HO
O
HO
OH
O
O
O
Isoflavoni
Cumestani
OH
OH
O
HO
O
O
Lignani
2.1.2
ALTERATORI ENDOCRINI DI SINTESI
I composti di sintesi invece sono:
- gli ftalati, composti largamente diffusi nell’ambiente, utilizzati per
conferire elasticità alle plastiche (soprattutto PVC), nella produzione di
repellenti per gli insetti, nei cosmetici e negli oli lubrificanti;
Formula di struttura degli ftalati
24
- gli alchilfenoli, prodotti di degradazione degli alchilfenoli etossilati, che
sono tensioattivi non ionici impiegati da oltre 40 anni nei formulati per la
detergenza, nell’industria della plastica, tessile, cartiera e come additivi nei
pesticidi;
OH
R
Alchilfenolo
- il bisfenolo A, utilizzato nella produzione di resine ad uso odontoiatrico e
di materie plastiche, come il policarbonato e le resine epossidiche; è
presente, inoltre, come rivestimento in alcuni contenitori ad uso alimentare;
Bisfenolo A
- i pesticidi organoalogenati, erbicidi, fungicidi ed insetticidi, tra i quali il
DDT ed i suoi metaboliti (DDE e DDD), il lindano, il metossicloro e
l’atrazina, tutte sostanze altamente idrofobe e resistenti ai processi
degradativi;
DDT
Atrazina
25
- i bifenili policlorurati (PCB) e loro metaboliti (PCB idrossilati), presenti
nei trasformatori elettrici, nei condensatori e nei sistemi di raffreddamento;
Formula di struttura dei bifenili policlorurati
- gli idrocarburi policiclici aromatici (IPA), risultato di diverse attività
industriali, originati dai processi di combustione incompleta di combustibili
fossili e dalle emissioni del traffico veicolare, ma provenienti anche
dall’autocombustione delle foreste o dalla biosintesi ad opera di batteri;
Benzo[a]pirene
- i composti organostannici, in modo particolare il tributilstagno (TBT)
usato come biocida nelle vernici antivegetative che rivestono il fondo delle
imbarcazioni;
RnSnXm (n = 1,4 m = 0,3)
- le diossine, tra cui la più tossica è la 2,3,7,8-tetracloro-p-diossina
(TCDD), ottenuta come sottoprodotto di vari processi di combustione;
26
Formula di struttura delle diossine
TCDD
- gli ormoni sintetici, utilizzati come prodotti farmaceutici, in particolare il
17α-etinilestradiolo, principale componente delle pillole contraccettive, ma
anche gli steroidi anabolizzanti, come ad esempio la BST (somatotropina
bovina).
OH
HO
17α-etilnilestradiolo
27
2.2 FONTI DI ESPOSIZIONE
I disorganizzatori endocrini sono praticamente ubiquitari in tutto il pianeta,
ma l’ambiente più esposto è certamente quello acquatico: le acque marine e
fluviali agiscono come un grande ricettacolo per molte sostanze che
derivano dal trattamento delle acque di scarico sia domestiche che
industriali. Spesso, infatti, i metodi convenzionali usati per la depurazione
idrica non riescono ad eliminare completamente molte sostanze, tra cui gli
ED. Per di più, anche concentrazioni molto basse di questi composti,
dell’ordine dei ng/L, sono sufficienti per indurre una risposta estrogenica in
molte specie marine.
I disorganizzatori endocrini sono anche trattenuti nei residui organici dopo
il trattamento delle acque di scarico, e possono anche trovare la loro via di
uscita nell’ambiente come risultato della concimazione e dell’utilizzo di
fanghi ed alghe come fertilizzanti. L'escrezione degli estrogeni naturali
dalle femmine di alcune specie di animali presenti in allevamenti può
contribuire ad aumentarne la concentrazione.
Un’altra fonte di ED può essere la dieta, con componenti come i
bioflavonoidi e i fitormoni. Questi estrogeni naturali, prodotti dalle piante,
sono meno potenti degli estrogeni secreti dai mammiferi, ma possono
accumularsi nelle riserve di grasso corporeo. Bisogna considerare poi la
contaminazione su larga scala delle acque marine o fluviali, che produce
un’esposizione massiccia delle popolazioni ittiche anche edibili. Inoltre, ci
sono i trattamenti ormonali, effettuati prima della macellazione, su
allevamenti animali per aumentarne il peso corporeo o la produzione di
latte. Questa pratica è ovviamente proibita dalla legislazione vigente: il
Comitato Scientifico Veterinario UE ha dichiarato recentemente riguardo
alla salute pubblica che “l’uso di ormoni per promuovere la crescita del
bestiame può provocare potenziali rischi alla salute dei consumatori”.
Infine, gli ED possono derivare dalle applicazioni medicinali e cosmetiche:
ne sono esempio gli ormoni usati dalle donne come metodi contraccettivi, i
detergenti impiegati come lubrificanti vaginali, gli spermicidi e altri
prodotti per l’igiene personale.
28
2.3 MECCANISMI D’AZIONE DEGLI ED
Gli ED hanno caratteristiche lipofile, e questo permette loro di diffondere
attraverso la membrana cellulare e di accumularsi a livello del tessuto
adiposo. Il bioaccumulo ha sicuramente una notevole importanza dal punto
di vista tossicologico, perché anche in presenza di concentrazioni minime
di ED nell’ambiente, con il passare del tempo si possono osservare negli
animali degli effetti biologici. Una significativa conseguenza del
bioaccumulo è la biomagnificazione, che consiste in un progressivo
aumento di xenoestrogeni lungo la catena alimentare, in quanto i predatori
assumono non solo gli interferenti endocrini presenti nell’ambiente, ma
anche quelli presenti nelle prede; i grandi predatori, tra cui anche l’uomo,
sono quindi particolarmente esposti a queste sostanze.
Riuscire ad individuare un meccanismo di azione comune a tutte le
categorie di composti che agiscono da alteratori endocrini, è piuttosto
arduo, a causa della loro diversa tipologia e origine, che si riflette sulla loro
struttura molecolare più o meno affine a quella degli ormoni naturali.
Studi incentrati sulla relazione esistente tra struttura e attività, hanno
evidenziato come in molte delle sostanze aventi proprietà estrogene si
ripetano caratteristiche strutturali comuni, quali la presenza di una struttura
policiclica in grado di assumere una configurazione planare e di un anello
fenolico para-sostituito, che si ipotizza possano essere responsabili
dell’attività estrogena.
Gli ED possono agire in diversi modi:
1 – Imitare gli effetti di un ormone naturale legandosi ai suoi recettori.
2 – Impedire il legame di un ormone al suo recettore, oppure bloccare la
sintesi dell’ormone.
3 – Interferire con il trasporto di un ormone o con la sua eliminazione
dall’organismo.
2.4 ANOMALIE DELL’APPARATO RIPRODUTTIVO
Il sistema endocrino è un complesso reticolo di ghiandole, ormoni e
recettori.
29
La funzione degli ormoni è quella di
controllare i meccanismi che regolano i
processi di sviluppo e di crescita, come
la riproduzione; inoltre, si occupano del
mantenimento dei normali livelli di
glucosio e di ioni nel sangue, del
controllo del metabolismo, della
pressione sanguigna e di altre funzioni
ghiandolari e del sistema nervoso. Le
maggiori
ghiandole
endocrine
includono la pituitaria, la tiroide, il
pancreas, le surrenali e le gonadi
maschili e femminili. Si capisce quindi
che le sostanze che interferiscono con il
sistema endocrino causano effetti a
Figura
2.1
Le
principali
livello di molte strutture e funzioni
ghiandole endocrine
dell’organismo.
In particolare, negli ultimi decenni si è assistito, in alcuni paesi, ad un
aumento dell’incidenza di tumori testicolari e di alcune anomalie del tratto
genitale maschile, quali il criptorchidismo (mancata discesa di uno o
entrambi i testicoli nella borsa scrotale) e l’ipospadia (anomalia congenita
del pene dovuta ad un insufficiente sviluppo dell’uretra). Parallelamente,
secondo alcuni autori, si sarebbe verificato un declino nella qualità dello
sperma e un decremento del numero medio di spermatozoi per eiaculato. É
stata avanzata l’ipotesi che questi cambiamenti possano essere stati causati
da un aumento del livello di ED ad azione estrogeno-simile nell’ambiente.
Le basi biologiche per un possibile ruolo degli estrogeni nelle disfunzioni
del tratto genitale maschile risiedono nel fatto che il livello degli estrogeni
regola la produzione dell’ormone FSH (follicolo-stimolante), il quale a sua
volta controlla la proliferazione e la funzione delle cellule di Sertoli e la
secrezione dell’ormone antimulleriano. Le cellule del Sertoli sono cellule
deputate a sostenere il tubulo seminifero del testicolo, e sono coinvolte nel
processo di spermatogenesi. L’ormone antimulleriano è essenziale nel feto
30
per la regressione dei dotti mulleriani e lo sviluppo dell’organo sessuale
maschile.
Un aumento degli estrogeni nel circolo materno-fetale provoca una
diminuzione della secrezione di FSH, e quindi una diminuzione della
produzione e una disfunzione delle cellule del Sertoli. Un numero ridotto di
cellule del Sertoli è un fattore limitante per la spermatogenesi, così come
un loro anomalo funzionamento ha un impatto negativo sulle cellule del
Leydig (si trovano accanto ai tubuli seminiferi dei testicoli e sono la
maggiore fonte di produzione del testosterone), sulla produzione di
androgeni e sul normale sviluppo del fenotipo maschile del feto.
Un’alterata secrezione dell’ormone antimulleriano sembra portare a
differenti tipi di condizioni intersessuali o al criptorchidismo, dato il suo
ruolo nella fase addominale della discesa testicolare. Alcune evidenze
suggerirebbero che l’ormone antimulleriano controlli anche la divisione
delle cellule germinali primordiali: un’insufficiente produzione di tale
ormone causerebbe l’abnorme proliferazione di cellule germinali e questo
potrebbe potenzialmente condurre allo sviluppo, nella vita adulta, di
carcinomi in situ (seminomi).
Gli eventi critici nello sviluppo testicolare accadono in un periodo molto
precoce dello sviluppo fetale, quando l’incremento nei livelli di estrogeni
circolanti nel sangue materno non ha ancora avuto luogo. Ecco perché un
aumento nei livelli basali di estrogeni in questa fase può avere un effetto
deleterio sulla crescita e sulla funzionalità degli organi riproduttivi.
Oltretutto, gli estrogeni endogeni sono legati, per mezzo di un legame ad
alta affinità, alla SHBG (“Sex Hormone Binding Globulin”), che impedisce
loro di entrare nella cellule e di legarsi al recettore ormonale; invece, gli
estrogeni sintetici, non essendo legati alla SHBG, potrebbero produrre
effetti biologici rilevanti anche se presenti a basse concentrazioni.
E’ fondamentale ricordare che quanto precedentemente esposto rimane
un’ipotesi scientifica, sostenuta da autorevoli ricercatori sia europei che
statunitensi, che deve essere sottoposta ad ulteriori verifiche. Al fine di
convalidare tali ipotesi sono necessari:
a) studi epidemiologici retrospettivi, trasversali e prospettici, che
riguardino sia gli esseri umani che gli animali, volti all’identificazione di
31
variazioni nella prevalenza o nell’incidenza degli effetti negativi sulla
salute ricollegabili all’azione degli ED;
b) una valutazione dei livelli di esposizione agli ED sia nella popolazione
generale che in gruppi di esposti (ad esempio in ambiente lavorativo),
anche attraverso adeguati programmi di monitoraggio ambientale e di
valutazione della presenza di residui tossici nei prodotti per l’alimentazione
animale o umana;
c) l’identificazione e la convalidazione di indicatori biologici che
consentano una misura affidabile dei livelli di esposizione o la rivelazione
della presenza di effetti subclinici;
d) l’esecuzione di studi di laboratorio di carattere tossicologico per la
verifica di ipotesi basate sia su studi epidemiologici che su risultati di
osservazioni sul campo effettuate su popolazioni di fauna selvatica;
e) la definizione di linee guida a valenza internazionale mirate
all’individuazione e alla misura della potenziale attività endocrina associata
alle sostanze chimiche di nuova introduzione e, se necessario, a quelle già
in uso;
f) la caratterizzazione di metodologie e modelli di valutazione del rischio
derivante dall’esposizione contemporanea a diverse sostanze tossiche.
2.5 METODI DI STUDIO
L’identificazione dell’attività estrogenica è basata principalmente su
risultati ottenuti per mezzo di saggi in vitro di legame al recettore
estrogenico, di trascrizione genica e di proliferazione cellulare, e di saggi in
vivo.
2.5.1
SAGGI IN VITRO
Di seguito vengono descritti alcuni esempi di saggi in vitro utilizzati per
individuare l’azione estrogeno-mimetica.
32
-
Saggio della proliferazione cellulare
Questo test si basa sull’utilizzo di cellule di una linea cellulare di
carcinoma di mammella, le MCF-7. Queste cellule sono dotate del recettore
estrogenico e rimangono quiescenti fino a che non vengono stimolate, per
esempio mediante la somministrazione di 17-β estradiolo.
L’attività estrogenica degli xenobiotici da testare è valutata mediante:
● determinazione del tasso di crescita relativa, il quale misura il rapporto
tra la minima concentrazione di estradiolo necessaria per la massima resa in
termini di crescita cellulare e la minima concentrazione di xenobiotico
necessario per ottenere lo stesso effetto;
● determinazione dell’effetto proliferativo relativo, il quale indica se il
composto testato induce una risposta proliferativa quantitativamente simile
a quella ottenuta con l’estradiolo oppure una resa inferiore.
Questo test suggerisce, ma non permette di dimostrare inequivocabilmente,
l’azione estrogenica di una sostanza. Insieme al saggio di legame al
recettore, questo rappresenta il primo test che viene effettuato su uno
xenobiotico sospetto.
-
Saggio di regolazione del promotore endogeno
Questo saggio può essere eseguito utilizzando linee ricombinanti di lievito
Saccharomyces cerevisiae, contenenti il recettore estrogenico alfa umano e
un elemento di risposta agli estrogeni (ERE) a monte del gene reporter
lacZ, che codifica per l’enzima β-galattosidasi. Il test evidenzia la capacità
di un composto di riconoscere e legare il recettore umano espresso dal
lievito ricombinante. L'attivazione del recettore, conseguente al legame con
il ligando, rappresentato dallo xenobiotico, stimola la trascrizione del gene
reporter, in seguito alla quale si ha la produzione dell’enzima βgalattosidasi: l’enzima metabolizza il suo substrato e la concentrazione del
prodotto formatosi viene valutata spettrofotometricamente.
Come controllo positivo viene utilizzata una coltura cellulare contenente
solo 17β-estradiolo, e non il composto oggetto del test.
33
2.5.2
SAGGI IN VIVO
Ed ora viene riportata una breve rassegna dei principali saggi in vivo.
-
Test uterotrofico
Questo test prevede che l’animale oggetto di studio (in genere un roditore,
soprattutto topi e ratti) venga sacrificato e l’utero venga privato del grasso,
quindi pesato in presenza e assenza del suo contenuto luminale. Lo scopo è
quello di determinare la capacità di una sostanza chimica di stimolare o
inibire la risposta estrogenica dell’utero.
-
Test di Hershberger
Questo test permette di operare uno screening sulla base degli effetti
androgenici, evidenziando la capacità di un composto di stimolare o inibire
la risposta androgenica nei testicoli e negli organi sessuali secondari dei
roditori. Vengono utilizzati a tale scopo degli animali castrati, nei quali
l’aumento o il mantenimento del peso dei tessuti come la prostata, le
vescicole seminali o il pene, non può più essere regolato dagli ormoni
endogeni ma è conseguenza diretta dell’esposizione a sostanze esogene ad
azione androgenica o antiandrogenica.
-
Test di screening nella riproduzione dei pesci
Con questo metodo si analizzano le anomalie associate alla fecondità
(numero di uova per deposizione, fertilità e sviluppo della prole) e ai
caratteri sessuali secondari in pesci teleostei: i pesci vengono osservati sia
nel periodo precedente all’esposizione, sia durante il loro trattamento con il
composto oggetto dello studio.
Oltre a tutti questi studi nell’animale, rientrano in questa categoria anche
tutti gli studi epidemiologici e retrospettivi effettuati nell’uomo e volti a
valutare le alterazioni nei soggetti esposti (o nati da genitori esposti) quali
ad esempio il grado di fertilità, qualità e quantità del seme, il “sex ratio”, le
eventuali anomalie degli organi sessuali o dei caratteri sessuali secondari.
34
2.5.3
ALTRI METODI DI STUDIO
Il numero di sostanze che potenzialmente interferiscono con il sistema
endocrino è molto elevato ed emergono sempre nuovi composti. Inoltre, le
attuali metodologie per la valutazione delle conseguenze sulla vita selvatica
sono generalmente volte ad identificare gli effetti piuttosto che i
meccanismi d’azione degli ED, e non riescono sempre a fornire una
corretta valutazione dell’interazione con il sistema endocrino.
2.5.3.1 La vitellogenina come biomarcatore
Per la valutazione del potenziale effetto estrogenico di determinate sostanze
chimiche, si va affermando in maniera sempre più consistente la necessità
di utilizzare dei biomarcatori. Il primo marcatore utilizzato è stata la
vitellogenina.
La vitellogenina è una fosfolipoglicoproteina serica sintetizzata dalle
cellule del fegato di vertebrati ovipari. Questa proteina serve alla
formazione delle uova e viene prodotta soltanto nelle femmine in risposta
agli estrogeni circolanti in corso di maturazione sessuale, e non è
normalmente misurabile nel plasma dei maschi e delle femmine immature.
Normalmente, la vitellogenina è assente nei maschi, ma, a seguito di uno
stimolo estrogenico, può essere sintetizzata anche da questi e dalle
femmine immature. Dunque, la sua presenza nel plasma di un animale può
essere presa come l’evidenza dell’esposizione a estrogeni endogeni o
ambientali, o ancora a sostanze che mimano il comportamento degli
estrogeni.
2.5.3.2 I modelli QSAR
I modelli QSAR (“Quantitative Structure-Activity Relationship”) sono un
insieme di metodologie tramite le quali è possibile predire l’attività di una
molecola in seguito alla costruzione di una relazione tra la struttura e
l’attività della molecola stessa.
Negli ultimi anni sono stati sviluppati molti di questi modelli per
identificare i composti che si legano al recettore estrogeno, e che quindi
sono potenziali interferenti del sistema endocrino.
35
Le metodologie QSAR offrono buoni risultati di predizione, sono veloci e
facili da usare, e quindi potrebbero essere usate come screening predittivo
per quei composti che dovranno poi essere saggiati in vitro e in vivo.
2.6 UNA CLASSE IMPORTANTE DI ED: GLI ALCHILFENOLI
Gli alchilfenoli (AP) rappresentano una delle categorie più importanti di
disorganizzatori del sistema endocrino, in considerazione sia della
potenziale esposizione della popolazione generale sia della dimostrata
attività estrogenica. In Fig. 2.2 sono confrontate le formule di struttura
degli ormoni sessuali e del nonilfenolo (NP), che è di gran lunga il
composto più importante commercialmente tra gli alchilfenoli.
Formula di struttura degli ormoni sessuali
R₁
R₂
OH
OH
Formula di struttura del nonilfenolo
Figura 2.2 Confronto delle strutture degli ormoni sessuali e di NP
Gli alchilfenoli sono composti di sintesi derivati dall’alchilazione
dell’anello fenolico. Si formano per degradazione nell’ambiente o negli
impianti di trattamento delle acque reflue dai rispettivi polietossilati, che
36
sono tensioattivi non-ionici largamente utilizzati nei detergenti delle
industrie tessile e conciaria, in attività domestiche, nelle vernici, come
disperdenti nella formulazione di pesticidi ad uso agricolo e domestico, e
come emulsionanti in diversi prodotti per l’igiene e l’uso personale. Inoltre,
gli alchilfenoli essendo caratterizzati da buone proprietà antiossidanti,
vengono impiegati anche nella produzione delle plastiche trasparenti
utilizzate nell’industria alimentare, al fine di ritardarne l’ingiallimento o
l’opacizzazione; pertanto, le bevande e gli alimenti che ne vengono a
contatto possono risultare contaminati.
Gli alchilfenoli sono stati riscontrati in acque superficiali, dolci e marine,
sotterranee, nei sedimenti e in acque degli affluenti ed effluenti degli
scarichi fognari.
Gli alchilfenoli sono composti idrofobici (Kow = 4,6), caratterizzati da
elevata persistenza ambientale, e tendono ad accumularsi nei sedimenti e
negli organismi acquatici come crostacei, molluschi e pesci. In uno studio
recente sono stati rilevati livelli di alchilfenoli particolarmente elevati in
prodotti ittici dell’Adriatico.
Gli effetti estrogenici degli alchilfenoli sono noti dal 1938 e sono stati
confermati da svariati studi pubblicati negli ultimi anni, su modelli in vitro
ed in vivo. Gli alchilfenoli interagiscono direttamente con i recettori
estrogenici in vitro e non possono essere esclusi anche effetti sulla sintesi
ed il trasporto ormonali. La maggiore attività estrogenica si osserva con un
singolo gruppo alchile ter in posizione para.
Diversi dati recenti indicano che gli alchilfenoli potrebbero alterare
l’equilibrio endocrino anche attraverso vie diverse dalla diretta interazione
recettoriale nei tessuti riproduttivi. Tuttavia, non è ancora chiaro se questi
dati siano estrapolabili all’essere umano e quale sia l’effettiva rilevanza per
la valutazione del rischio, in particolare riguardo alle alterazioni dell’asse
ipotalamico-ipofisario.
2.7 OCTILFENOLO
Il composto esaminato in questa tesi è l’octilfenolo (OP), uno dei maggiori
rappresentati degli alchilfenoli.
37
Il termine octilfenolo rappresenta un grande numero di composti isomerici
con formula C8H17C6H4(OH). Il gruppo octile (C8H17) può essere una
catena dritta o trovarsi ramificato in vari modi, e può essere localizzato
nelle posizioni 2, 3 o 4 dell’anello benzenico. Di tutti gli isomeri esistenti,
il 4-terz-octilfenolo è il più importante dal punto di vista commerciale.
OH
4-terz-octilfenolo
2.7.1
TOSSICITA’ DELL’OCTILFENOLO
Saggi in vitro hanno rivelato che l’octilfenolo è l’alchilfenolo che ha il
maggiore effetto estrogenico. Saggi in vivo hanno dimostrato la
femminilizzazione di alcuni pesci esposti per lunghi periodi al composto.
Nell’ambiente acquatico, l’octilfenolo, presente in concentrazione di 3
µg/L, aumenta la produzione nei pesci teleostei di vitellogenina. Inoltre,
sono state riscontrate disfunzioni e malformazioni degli organi sessuali dei
mammiferi, le cui madri erano state esposte all’acqua contaminata con 0,1
mg/L di octilfenolo durante la gestazione o l’allattamento.
2.7.2
USI E IMPATTO AMBIENTALE DELL’OCTILFENOLO
L’octilfenolo è usato essenzialmente come intermedio nella produzione di
resine a base fenolo/formaldeide (98%) e nella produzione di octilfenoli
38
etossilati (2%). Inoltre, è presente come impurità nella miscela tecnica di
nonilfenoli. Per quanto riguarda le resine, queste vengono usate
principalmente come collanti nelle gomme per la fabbricazione di
pneumatici, negli isolanti elettrici, negli inchiostri per la stampa. Mentre,
gli octilfenoli etossilati sono impiegati come emulsionanti, e trovano
applicazione nella produzione di polimeri, negli ausiliari tessili, nelle
formulazioni di pesticidi, nelle vernici a base acquosa.
Il rilascio dell’octilfenolo nell’ambiente può avvenire attraverso
l’emissione diretta in aria o nell’ambiente acquatico durante la produzione
di alchilfenoli, o in seguito al processo di scissione degli alchilfenoli
etossilati; l’octilfenolo può anche essere rilasciato dagli effluenti degli
impianti di trattamento, oppure ancora dal suolo trattato con fanghi di
depurazione alle acque superficiali.
2.8 REACH
Il problema delle sostanze responsabili dell’inquinamento ambientale è
molto discusso, tanto che accanto allo studio di tecnologie da adoperare per
tentare di degradarle e renderle innocue per l’ambiente, sono state definite
delle linee guida per cercare di porre un limite al loro uso.
La gestione del rischio dovuto all’esposizione agli interferenti endocrini è
affrontato dal regolamento istituito dall’Unione europea, REACH, che è un
sistema integrato di registrazione, valutazione e autorizzazione delle
sostanze chimiche, entrato in vigore il 1 giugno 2007, che mira ad
assicurare un maggiore livello di protezione della salute umana e
dell'ambiente.
Il Regolamento prevede la registrazione di tutte le sostanze prodotte o
importate nel territorio dell’Unione europea in quantità pari o superiore ad
una tonnellata all’anno. La registrazione delle sostanze comporta, per i
fabbricanti e gli importatori di sostanze e preparati (miscele di due o più
sostanze), l’obbligo di presentare all’Agenzia europea una serie di
informazioni di base sulle caratteristiche delle sostanze.
La valutazione dei composti chimici viene effettuata secondo un ordine di
priorità che tiene conto delle caratteristiche di pericolo dei composti,
39
dell’esposizione e del tonnellaggio complessivo. Ciascuna autorità
nazionale dovrà redigere un rapporto di valutazione e, se necessario, un
progetto di decisione per definire o modificare le misure di riduzione del
rischio.
L’obbligo di autorizzazione è richiesto per le sostanze estremamente
problematiche, ovvero sostanze con effetti cancerogeni, mutageni e tossici
per la riproduzione, e per le sostanze che risultano persistenti,
bioaccumulanti e tossiche nell’ambiente, e molto persistenti e molto
bioaccumulanti.
Gli interferenti endocrini vengono trattati nel Titolo VII riguardante
l’”Autorizzazione”, la quale è obbligatoria per le sostanze definite
“estremamente preoccupanti” (Art.57, lettera f).
40
I PROCESSI DI OSSIDAZIONE AVANZATA
Capitolo 3
I processi di ossidazione avanzata (AOP) sono sistemi chimico-fisici
impiegati per la depurazione delle acque. Questi sistemi portano alla
formazione del radicale idrossile (•OH), impiegando diversi tipi di energia,
ovvero le radiazioni ionizzanti, la luce UV, gli ultrasuoni o le scariche
elettriche. In questo modo l’acqua si spezza in frammenti, tra cui il radicale
idrossile, che agisce come un vero e proprio scalpello molecolare
demolendo i composti organici fino a trasformarli in anidride carbonica e
acqua purissima (mineralizzazione).
I processi di ossidazione avanzata rappresentano una valida alternativa ai
tradizionali sistemi di trattamento delle acque, i quali non sempre riescono
a rimuovere tutti gli inquinanti, in quanto sono in grado di reagire
efficacemente con i principali inquinanti di interesse ambientale, come gli
idrocarburi, i solventi clorurati, gli idrocarburi policiclici aromatici e i
policlorobifenili. Inoltre, alcuni AOP sono in grado di trattare
efficacemente anche composti adsorbiti sulla superficie del suolo, in quanto
le specie radicaliche ne favoriscono il desorbimento rendendoli disponibili
all’ossidazione in fase acquosa. Alla luce di queste considerazioni, i
processi di ossidazione chimica stanno attraversando fasi di sempre
maggiore sviluppo, perfezionamento ed applicazione.
La scelta del metodo AOP più appropriato per la depurazione delle acque
reflue deve tenere presente le seguenti considerazioni:
- la natura, le proprietà fisico-chimiche e la concentrazione
dell’inquinante che deve essere rimosso;
- la biodegradabilità dell’inquinante;
- la presenza di scavangers di radicali OH e di composti che assorbono la
radiazione UV;
41
- l’appropriatezza delle acque di scarico da trattare: il pH delle soluzioni
deve essere attentamente regolato a causa dei sensibili equilibri che
governano i processi di formazione del radicale OH;
- la presenza di eventuali componenti presenti nelle acque, che potrebbero
interferire con gli intermedi di reazione.
Comunque, le valutazioni primarie sono il grado di rimozione che deve
essere raggiunto e le alternative esistenti. Infine, il costo del sistema è
certamente un fattore importante: gli agenti che potenziano la produzione
di radicali OH (O3, H2O2, TiO2) hanno un costo elevato, tale che solo le
acque con un valore di COD ≤ 5 g/L possano essere trattate con un metodo
AOP, in quanto un valore più alto richiederebbe il consumo di quantità
troppo grandi di reagenti costosi.
INQUINANTI
ORGANICI
SCARICA ELETTRICA
O₃₃ & H₂₂O₂₂ & UV
ULTRASUONI
˙OH
˙OH
FENTON E
FOTO-FENTON
CATALISI
ELECTRON BEAM E
RAGGI γ
Figura 3.1 I processi di ossidazione avanzata
42
Come nel processo metabolico, gli AOP operano un demolizione aerobica
della struttura molecolare delle sostanze organiche.
CH2O + O2 → CO2 + H2O
La differenza sta nel fatto che i processi di ossidazione avanzata utilizzano
una ossidazione radicalica, che risulta più efficiente.
CH2O + 2 •OH → CO2 + H2O + H2
3.1 I PRINCIPALI PROCESSI DI OSSIDAZIONE AVANZATA
Vediamo in dettaglio i diversi meccanismi di produzione del radicale OH
che stanno alla base dei principali AOP.
3.1.1
RADIAZIONI UV/H2O2
L’assorbimento di un fotone da parte delle molecole organiche in soluzione
acquosa può indurre il trasferimento di un elettrone da un livello energetico
fondamentale a un livello energetico eccitato. L’energia in eccesso può
portare alla rottura dei legami dei composti organici e quindi alla
trasformazione irreversibile della struttura molecolare (decomposizione
diretta). Inoltre, gli intermedi che derivano da questa trasformazione
possono anch’essi assorbire la luce e trasformarsi a loro volta in altri
prodotti (decomposizione indiretta). Questo è il processo della fotolisi, che
però non è considerata un AOP, ed è molto meno efficiente rispetto alla
combinazione della luce con agenti ossidanti e catalizzatori.
Il perossido di idrogeno è un eccellente ossidante soprattutto se combinato
con la luce UV.
L’assorbimento dei fotoni porta alla scissione omolitica di H2O2:
H2O2 + hν → 2 •OH
43
La luce UV deve avere lunghezza d’onda minore di 280 nm, in quanto il
coefficiente di estinzione molare di H2O2 è basso, 18,6 M-1cm-1 a 254 nm: a
questa lunghezza d’onda solo una parte della luce incidente è sfruttata,
soprattutto nei casi in cui i substrati organici agiscono da filtri interni.
L’assorbimento di luce UV da parte del perossido di idrogeno può essere
aumentata usando lampade ultraviolette che emettono luce ad una
lunghezza d’onda minore.
Le principali reazioni del sistema sono le seguenti:
Inizio:
H2O2 + hν → 2 •OH
H2O2 → H2O + ½ O2
Propagazione:
•
OH + H2O2 → HO2• + H2O
HO2• + H2O2 → •OH + H2O + O2
HO2• + HO2− → •OH + OH− + O2
Terminazione:
•
OH + HO2 • → H2O + O2
•
OH + •OH → H2O2 + O2
Degradazione di clorofenoli (CP):
CP + •OH → Intermedi
CP + H2O2 → Intermedi + H2O
44
CP + hν → Intermedi
Intermedi + •OH → CO2 + H2O + Cl−
Intermedi + H2O2 → CO2 + H2O + Cl−
Intermedi + hν → CO2 + H2O + Cl−
3.1.2
OZONIZZAZIONE
L’ozonizzazione è un processo che prevede l’impiego di ozono gassoso,
dalla cui decomposizione deriva il radicale OH. L’ozono può anche essere
abbinato alla luce UV e al perossido di idrogeno.
-
O3/UV
I sistemi acquosi sono saturati con ozono e sono irradiati con luce UV. Il
coefficiente di estinzione molare di O3 a 254 nm è 3600 M-1 cm-1, molto più
alto rispetto al processo H2O2/UV; quindi la tecnica O3/UV richiede una
dose di ozono e un tempo di esposizione alla luce UV minori nei confronti
del metodo che utilizza il perossido di idrogeno .
O3 + H2O + hν → H2O2 + O2
H2O2 + hν → 2 •OH
-
O3/H2O2
In presenza di H2O2, si formano specie altamente reattive:
O3 + H2O2 → O2 + •OH + HOO•
H2O2 + H2O ↔ H3O+ + HOO‾
O3 + HOO‾ → •OH + O2‾ • + O2
45
3.1.3
FOTOCATALISI (UV/TiO2)
Il biossido di titanio (TiO2) è un semiconduttore, ovvero un materiale con
proprietà intermedie tra quelle tipiche di un metallo (conduttore) e di un
isolante (non conduttore).
Il TiO2 esiste in tre diverse forme cristalline, anatasio, rutilio e brookite, e
in fase amorfa. Per le sue proprietà fotocatalitiche, la forma più interessante
è l’anatasio, che è usato per la degradazione di composti organici e
inorganici sia in soluzione sia in fase gas sotto irraggiamento UV.
Il TiO2, essendo un semiconduttore, è caratterizzato da una struttura
elettronica costituita da una da una banda di valenza completa e una banda
di conduzione vuota.
La differenza tra il livello di energia più basso della banda di conduzione e
il livello di energia più alto della banda di valenza è il cosiddetto “energy
gap” . Esso corrisponde alla minima energia di luce richiesta per rendere il
materiale conduttore.
Figura 3.2 Struttura elettronica del TiO2
Il gap di energia del TiO2 nella forma dell’anatasio è 3,2 eV, quindi se esso
viene irradiato con fotoni di energia maggiore di 3,2 eV (lunghezza d’onda
minore di 388 nm), un elettrone è in grado di superare il gap energetico e
viene promosso dalla banda di valenza a quella di conduzione, lasciando
una buca nella banda di valenza.
46
TiO2 + hν → h+ + e−
Nei semiconduttori, alcune di queste coppie di elettrone fotoeccitatovacanza diffondono sulla superficie della particella catalitica e prendono
parte alla reazione chimica con le molecole adsorbite sulla superficie della
particella stessa, ovvero con un donatore (D) o un accettore (A) di elettroni,
producendo specie radicaliche fortemente ossidanti.
D + h+ → D• +
A + e− → A• −
Figura 3.3 Interazione tra un fotone e un semiconduttore
Le specie radicaliche che si formano a loro volta sono in grado di ossidare
la maggior parte delle sostanze organiche inquinanti fino a CO2, ovvero
fino a rimozione completa del contaminante organico dal fluido:
le vacanze h+ possono reagire con l’acqua adsorbita sulla loro
superficie, formando il radicale OH.
H2O + h+ → •OH + H+
47
l’ossigeno dell’aria agisce da accettore di elettroni per la formazione
del radicale anione superossido.
O2 + e− → O2‾ •
Il TiO2 presenta una serie di requisiti che ne permettono un utilizzo pratico
e conveniente: è facilmente reperibile, economico, chimicamente stabile
nell’ambiente di reazione, ha un’ampia area superficiale, il suo spettro di
assorbimento comprende le radiazioni del vicino UV e del visibile: questo
rende possibile l’utilizzo della luce solare, che è la fonte di energia più
economica, per la sua attivazione.
3.1.4
FENTON E FOTO-FENTON
Il sistema di reazione è formato da sali di Fe2+ a cui viene aggiunto H2O2
per ottenere il radicale idrossile:
Fe2+ + H2O2 → Fe3+ + HO ‾ + •OH
Se ai sali di ferro si abbina la luce UV (300 nm) si parla di foto-Fenton: si
verifica la riduzione fotochimica del Fe3+ a Fe2+, grazie alla quale si
ottengono nuovamente radicali OH. In questo caso la degradazione degli
inquinanti organici è accelerata.
Fe3+ + H2O2 ↔ H+ + FeOOH2+
FeOOH2+ → HO2• + Fe2+
Il processo Fenton è un modo molto semplice di formare radicali OH;
inoltre, il ferro è un elemento molto abbondante e non tossico. Il metodo ha
comunque un inconveniente, che è rappresentato dal fatto che è necessario
uno stretto controllo del pH, il quale deve essere uguale a 2,7-2,8: a valori
elevati di pH l’H2O2 si decompone senza formare radicali e il ferro
precipita come idrossido.
48
3.1.5
PROCESSI
IONIZZANTI
CHE
UTILIZZANO
LE
RADIAZIONI
Le radiazioni ionizzanti sono radiazioni ad alta energia in grado di eccitare
e ionizzare il materiale che attraversano, e si distinguono in particelle
accelerate, le quali sono rappresentate da particelle subatomiche (elettroni,
positroni, neutroni, protoni, particelle α…), e onde elettromagnetiche (raggi
γ e raggi X).
Di seguito verranno descritti i due tipi di radiazione ionizzante che vengono
applicati al trattamento delle acque, i fasci di elettroni accelerati e le
radiazioni γ.
Si ricorda che l’impiego di acceleratori di elettroni rappresenta lo scopo
applicativo delle ricerche e degli studi che utilizzano le sorgenti radioattive.
3.1.5.1
E-beams
Le particelle accelerate più penetranti e più sfruttate sono gli elettroni. Gli
elettroni sono emessi da acceleratori di elettroni (e-beams), che convertono
l’energia elettrica in corrente elettronica. Il principio su cui si basano questi
acceleratori risiede nel fatto che gli elettroni sono particelle cariche, per cui
possono essere accelerati da una differenza di potenziale. Gli elettroni
emessi da un catodo sono accelerati all’interno di un tubo sotto vuoto da un
campo elettrostatico oppure da un campo elettromagnetico, e sparati
all’esterno del tubo acceleratore sotto forma di un fascio che va a colpire il
prodotto da irraggiare.
3.1.5.2
Radiazioni γ
I raggi γ sono radiazioni con lunghezze d’onda minori di 10−12 m . Queste
radiazioni sono generate da radionuclidi instabili nel corso del decadimento
del nucleo da uno stato eccitato ad uno più stabile. Un esempio di
radionuclide instabile è il 60Co, che si trasforma per decadimento β− in 60Ni,
emettendo radiazione γ. Per poter utilizzare il 60Co come sorgente γ,
vengono utilizzate pastiglie di questo radioisotopo incapsulate
ermeticamente in cilindri di acciaio inossidabile a tenuta stagna detti
49
matite. Questi contenitori vengono poi assemblati per raggiungere la
potenza desiderata per la sorgente.
Le radiazioni ionizzanti applicate a soluzioni acquose danno luogo alla
radiolisi dell’acqua: tra le specie radicaliche che si formano c’è il radicale
idrossile (vedere paragrafo 3.2).
3.1.6
ULTRASUONI
Gli ultrasuoni applicati a soluzioni acquose sono considerati un processo di
ossidazione avanzata in quanto portano alla formazione di radicali OH
tramite la cavitazione acustica, che consiste in un evento ciclico
caratterizzato dalla formazione, dalla crescita e dal collasso di microbolle
di gas all’interno del liquido in cui si propagano gli ultrasuoni.
Gli ultrasuoni sono onde acustiche con frequenza superiore ai 16 kHz. Si
diffondono in un liquido sotto forma di onde di compressione e di
decompressione.
Quando una soluzione è attraversata da ultrasuoni di intensità
sufficientemente alta, questi possono alterare e distruggere la struttura del
solvente, perché in tali condizioni le forze intermolecolari non riescono a
mantenere coese le molecole. Questo provoca la formazione di bolle di gas
nella soluzione: le bolle di cavitazione.
Figura 3.4 Bolla di cavitazione
50
Le bolle di cavitazione assorbono l’energia dell’onda sonora e crescono
fino ad un punto in cui non possono più assorbire energia in maniera
efficiente, perché sono troppo grandi, e quindi implodono, portando alla
formazione di un breve e locale hot spot, ovvero di un punto caldo nel
liquido circostante, che ha una temperatura di 5000°C, una pressione di
1000 atmosfere e un tempo di vita minore di un secondo.
Figura 3.5 Meccanismo della cavitazione acustica
A causa delle condizioni estreme di temperatura e di pressione, all’interno
delle microbolle e all’interfaccia bolla-soluzione, succede che le molecole
intrappolate di gas disciolto e acqua vaporizzata sono portate ad uno stato
eccitato e si dissociano: dalla dissociazione di acqua e ossigeno si generano
così i radicali OH.
H2O → H• + •OH
O2 → 2•O•
•
O• + H2O → 2•OH
51
[H• + O2 → HO2•]
I radicali OH sono in grado di attaccare facilmente qualsiasi substrato
organico presente nell’ambiente di reazione, in alternativa possono
ricombinarsi con altri •OH per dare H2O2. Quest’ultimo, insieme ai radicali
OH che non hanno reagito all’interfaccia, può migrare nel bulk della
soluzione e reagire con le specie lì presenti.
3.2 RADIOLISI DELL’ACQUA
Quando una soluzione acquosa è investita dalle radiazioni ionizzanti,
l’energia assorbita si deposita nelle molecole di acqua, portando alla
formazione di specie radicaliche molto reattive.
I prodotti radiolitici primari che si trovano in soluzione dopo 10−8 secondi
dalla collisione tra radiazioni e acqua sono:
H2O + radiazioni ionizzanti → eaq− + •H + •OH + H2 + H2O2 + H3O+
Radiolysis of water (pH 3-11)
electrons 0.1-20 MeV and γ-radiation
H2O
e-aq, OH, H, H2, H2O2
-
e aq
38%
H2O2
10%
OH
38%
H
8%
H2
6%
Figura 3.6 Prodotti radiolitici primari
52
La quantità di ciascuno di questi prodotti è indicata in termini di G, resa
radicalica, parametro che rappresenta il numero di specie trasformate,
generate o distrutte, a seguito dell’assorbimento da parte del sistema di 100
eV di energia.
Ecco i valori di G per i prodotti radiolitici primari, riferiti a valori di pH
compresi tra 4 e 11:
G (eaq−) = G (•OH) = G (H3O+) = 2,7; G (•H) = 0,60; G (H2) = 0,45; G
(H2O2) = 0,70.
Queste entità transienti reagiscono poi con i substrati inquinanti che si
trovano nell’acqua, i quali vengono degradati parzialmente a molecole più
semplici, oppure vengono trasformati completamente in CO2 e H2O.
Ovviamente, molti parametri influenzano la forza della degradazione
indotta dalle radiazioni. Tra quelli maggiormente in gioco ci sono il pH, la
presenza d’aria, di ossigeno, di altri gas e molecole che agiscono sulle
specie reattive in soluzione. Inoltre, sono fondamentali i valori della dose di
radiazione, dose-rate, e della concentrazione dei substrati in esame.
Il radicale OH esibisce un equilibrio acido-base:
•
OH + H2O ↔ O−• + H3O+
Il pKa di •OH, pari a 11,9, fa si che in ambienti neutri e acidi la specie
predominante sia il radicale OH. Invece, se si lavora in condizioni basiche
la specie favorita diverrebbe la base coniugata O−•, meno ossidante e
reattiva del radicale idrossile.
53
Figura 3.7 Effetto del pH sulla resa dei prodotti nell’irraggiamento
dell’acqua con 0,1 < E < 20 MeV
3.2.1
RADICALE IDROSSILE
Il radicale idrossile è una specie altamente reattiva e attacca la maggior
parte delle molecole organiche con costanti di velocità dell’ordine dei
processi diffusivi (k ≈ 1010 M-1s-1).
Questo radicale è un potente agente ossidante grazie al suo il potenziale di
riduzione molto alto (2,8V).
54
Oxidative power
Standard Reduction Potentials of radicals, V
R. + e-
R-
3
Hydroxyl radical (2) (●OH, H+/ H2O)
Chlorine radical anion (Cl2●-)
2,5
Hydroxyl radical (1) (●OH/ OH-)
2
Oxide radical ion (O●-)
Perhydroxyl radical (1) (HO2●,
H+)
(HO2,H+/H2O2)
pH=0
1,5
V
Chlorine dioxide (ClO2●, H+)
Ozone (O3)
1
Superoxide radical (O2●-)
0,5
Hydrogen peroxide (H2O2, H+)
Perhydroxyl radical (2) (HO2●)
0
1
Chlorine (Cl2)
-0,5
Hypochlorous acid (2) (HClO)
Hypochlorous acid (1) (HClO, H+)
-1
* Notes
more positive reduction potential for the couple R./R-, means that R. is a more powerful oxidant.
•When protons are involved, the reduction potential of the half-cell varies with pH
•A
References
•P. Wardman, J. Phys. Chem., Ref. Data, 18,1637 (1989).
•P.W. Atkins, Physical Chemistry. Fifth Edition, Oxford University Press (1994).
Figura 3.8 Potenziali di riduzione dei radicali
55
Lo spettro di assorbimento del radicale OH presenta una banda di debole
intensità nella regione UV (230-240 nm), ε ≈ 500-600 M-1 cm-1. Questa
informazione può essere sfruttata per il monitoraggio delle sue evoluzioni,
anche se il basso valore di ε fa si che l’analisi sia riservata alle variazioni
ottiche apportate al sistema dalla scomparsa delle specie che interagiscono
con •OH, oppure alla formazione di intermedi di reazione.
Figura 3.9 Spettro di assorbimento del radicale OH
In presenza di un substrato organico, il radicale OH può reagire in tre modi
differenti.
1)
Estrazione di un atomo di idrogeno da idrocarburi saturi.
2)
Addizione ai sistemi π dei doppi legami o dei composti aromatici.
3)
Cattura di un elettrone.
56
estrazione di un atomo di idrogeno
addizione ai sistemi π
H
˙OH
˙
cattura di un elettrone
Figura 3.10 Meccanismi d’azione del radicale OH
3.2.2
PRODOTTI MOLECOLARI
I prodotti molecolari della radiolisi dell’acqua sono H2 e H2O2.
OH.
H2 può rimanere all’interno della soluzione e reagire con il radicale
H2 + •OH → H2O + •H
Se H2 sfugge dal sistema, viene prodotto l’ossigeno.
H2O2 + •OH → H2O + HO2•
HO2• + HO2• → H2O2 + O2
HO2• + •OH → H2O + O2
57
H2O2 reagisce con le specie riducenti (eaq− e •H)
-
H2O2 + eaq− → •OH + OH−
H2O2 + •H → •OH + H2O
Da queste reazioni è facile capire che la resa dei radicali OH aumenta
notevolmente in presenza H2O2 (Fig. 3.11).
Radical yields in the presence of H2O2
no H2O2
with H2O2 10 mM
Radiolysis of Water/H2O2 10 mM
pH 6-7
Radiolysis of Water pH 3-11
γ -rays and Electrons 0.1-20 MeV
Electrons 0.1-20 MeV
0,4
0,3
G, µ mol/J
G, µ mol/J
0,5
0,2
0,1
0
Serie1
e(aq)
OH
0,28
0,28
H
H2
H2O2
0,5
0,4
0,3
0,2
0,1
0
0,062 0,047 0,073
Radical and molecular products
Serie1
e(aq)
OH
0,02
0,54
H
H2
H2O2
0,062 0,047 0,073
Radical and molecular products
S. Emmi, 25 Nov. 2003
Spinks&Woods, 3rd ed. p.260
S. Emmi, 22 Apr 2009
Figura 3.11 Valori di G dei prodotti radiolitici primari
3.2.3
RADICALE IDROPEROSSILE
È stato appena visto che in soluzioni deaerate il radicale idroperossile
deriva dalla reazione del perossido di idrogeno con il radicale OH.
Invece, in soluzioni aerate HO2• è formato dalla reazione dell’elettrone
solvatato o dei radicali idrogeno con l’ossigeno disciolto.
Generalmente, il radicale idroperossile reagisce con se stesso formando
perossido di idrogeno.
58
HO2• + HO2• → H2O2 + O2
3.2.4
ELETTRONE SOLVATATO
L’elettrone solvatato può reagire con se stesso, con H2O, con impurità,
soluti o, in soluzioni acide, con protoni:
eaq− + eaq− → H2 + 2 OH−
eaq− + H2O → •H + OH−
eaq− + S → S• −
eaq− + H+
3.2.5
•
H
ATOMO DI IDROGENO
L’atomo di idrogeno, •H, è un agente riducente, ma non è forte come
l’elettrone solvatato.
Le reazioni principali di •H con i composti organici sono l’estrazione di
idrogeno e l’addizione al doppio legame o all’anello aromatico.
RH + •H → H2 + R•
PhH + •H → HPh•H
Una importante reazione di •H è quella con O2.
•
H + O2 → HO2•
Se si vuole creare una reazione selettiva tra il radicale idrossile e i substrati
presenti in soluzione, eliminando i radicali indesiderati, è necessario
predisporre determinate condizioni sperimentali.
59
3.2.6
SCAVENGERS
Durante la radiolisi dell’acqua si formano delle specie riducenti, eaq− e •H,
che dovrebbero essere neutralizzate a specie che reagiscono scarsamente o,
ancora meglio, trasformate in radicali OH. E’ possibile fare ciò
aggiungendo uno o più scavangers al sistema, quali il protossido di azoto e
l’ossigeno (anche il perossido di idrogeno è considerato uno scavanger e le
sue reazioni con le specie riducenti sono già state viste nel paragrafo 3.2.2).
3.2.6.1
Protossido d’azoto
Saturando la soluzione acquosa con protossido di azoto, a pH compreso tra
3 e 11, si verificano le seguenti reazioni:
eaq− + N2O → N2O−• → N2(↑) + O−•
k = 9,1 × 109 M-1s-1
O−• + H2O → •OH + OH−
Il risultato è dunque un aumento della resa del radicale OH, che è presente
in modo esclusivo (il G di •H è piccolo, pari a 0,60).
E’ importante sottolineare che il protossido di azoto ha una elevata
concentrazione in soluzione ([N2O] = 0,025 M).
3.2.6.2
Ossigeno molecolare
Saturando la soluzione acquosa con ossigeno, si verificano le seguenti
reazioni:
eaq− + O2 → O2−•
k = 1,9 × 1010 M-1s-1
•
k = 2,1 × 1010 M-1s-1
H + O2 → HO2•
O2−• + H+ ↔ HO2•
60
Visto che il pKa di HO2• è uguale a 4,7, a pH acidi prevarrà il radicale
idroperossile, mentre in ambienti debolmente acidi, neutri e basici
l’equilibrio sarà spostato in favore del radicale superossido, O2−•.
3.3 OSSIDAZIONE DEL FENOLO AD OPERA DEL RADICALE
OH
L’anello aromatico dell’octilfenolo è il principale bersaglio del radicale
OH. In letteratura esistono molti studi riguardanti la degradazione dei
composti fenolici per mezzo del radicale OH, e di seguito è riportato il
meccanismo proposto per tale ossidazione.
Il radicale OH attacca la nuvola elettronica del benzene
OH
OH
OH
+
H
→
˙OH
˙
H
radicale diidrossicicloesadienile
L’ossigeno si fissa al radicale diidrossicicloesadienilico
OH
OH
OH
H
˙
OH
O₂₂
H
↔
O―O˙
H
H
radicale perossicicloesadienile
61
In seguito avvengono le seguenti reazioni:
OH
OH
OH
OH
H
- HO₂₂•
→
O―O˙
H
L’attacco di OH può avvenire anche in para
OH
→
˙
OH
catecolo
OH
→
H
OH
H
idrochinone
Ecco prodotti intermedi dell’ossidazione del fenolo
OH
OH
O
OH
O
OH
catecolo
idrochinone
p-benzochinone
(oppure o-benzochinone)
Questi prodotti si possono trasformare in acidi organici
alifatici, che possono a loro volta subire un’ossidazione
ulteriore fino alla formazione di CO₂.
62
MATERIALI E TECNICHE STRUMENTALI
Capitolo 4
Per le prove di degradazione dell’octilfenolo sono stati usati tre diversi
metodi ossidativi: le radiazioni γ, le radiazioni UV e gli ultrasuoni. I test
hanno previsto l’aggiunta di un agente ossidante, il perossido di idrogeno
(H2O2), e di un catalizzatore, il biossido di titanio (TiO2).
Il perossido di idrogeno è stato addizionato ad una concentrazione di 0,76
mM, mentre il biossido di titanio si trovava depositato sotto forma di film
sulle pareti del recipiente di vetro pyrex.
Tutte le prove degradative effettuate sulle soluzioni di octilfenolo sono
state condotte in atmosfera di aria naturale: ciò è direttamente correlato alle
condizioni tecnologiche che potrebbero essere adottate negli impianti di
trattamento delle acque.
4.1 SORGENTE DI RADIAZIONI IONIZZANTI: LA γ-CELL
Per l’irraggiamento γ è stata utilizzata la Gammacell Nordion 220
dell’Istituto ISOF del CNR. Essa sfrutta il decadimento del radionuclide
instabile 60Co.
Il 60Co viene prodotto artificialmente nei reattori nucleari, per
bombardamento neutronico dell’isotopo stabile 59Co.
59
Co + n → 60Co
Il 60Co decade a 60Ni stabile, con un tempo di dimezzamento di 5,27 anni.
Durante il decadimento si ha l’espulsione di un elettrone e di due fotoni
gamma a diversa energia, 1,17 e 1,33 MeV, entrambi con efficienza del
100%.
63
60
Co → 60Ni + e− + hν
La Gammacell è costituita da un corpo centrale all’interno del quale è
presente una cavità rivestita di barrette di acciaio inox cave e stagne,
contenenti pastiglie di 60Co, con una geometria tale da permettere un
irraggiamento uniforme del campione. La sorgente è ricoperta da un
materiale ad alta densità, piombo e acciaio, in grado di schermare le
radiazioni e proteggere l’operatore. Il campione viene posto all’interno
della cavità cilindrica di un pistone, il quale può scendere e risalire nel
corpo della struttura permettendo di portare il campione da irradiare
all’interno della Gammacell e riportarlo in superficie per poterlo estrarre.
Anche il pistone è rivestito di piombo e acciaio, e i suoi movimenti di
discesa e di risalita possono essere azionati manualmente oppure possono
essere regolati da un timer.
Figura 4.1 Gammacell Nordion 220
64
4.1.1
DOSE
La dose è definita come l’energia assorbita per unità di massa. La sua unità
di misura è il Gray (Gy), che equivale a 1 J/kg. Questa unità di misura è
stata introdotta recentemente in sostituzione del rad (1 rad = 0,01 Gy), che
non è più accettato dal SI.
La dose assorbita dal campione sottoposto ad irradiamento è fondamentale
affinchè si possa valutare l’entità degli effetti chimici, fisici o biologici
indotti dalle radiazioni ionizzanti. Essa è ricavata in base alla dosimetria,
che consiste in un insieme di tecniche che si avvalgono di dosimetri, i quali
sono definiti come dispositivi che, a seguito dell’assorbimento di radiazioni
ionizzanti, mostrano il cambiamento di una loro caratteristica chimica o
fisica quantificabile e riproducibile in base alla dose assorbita. I dosimetri
possono essere primari e secondari. I dosimetri che abitualmente vengono
utilizzati sono quelli chimici: sono molto pratici e sono costituiti da un
componente principale (solvente), che assorbe l’energia della radiazione, e
da un componente secondario (soluto), che reagisce con le specie
radicaliche prodotte nel solvente generando i cambiamenti chimici
osservati.
Il calcolo della dose con un dosimetro chimico richiede la conoscenza della
resa radiolitica, che è definita come la quantità di una determinata sostanza
prodotta, distrutta o trasformata per assorbimento di una quantità media di
energia, da parte della materia irradiata. Nel SI, la resa, G value, si misura
in mol/J.
Dose (Gy) = 9,648 × 106 [X] / (ρGx)
(4.1)
dove [X] è la concentrazione di una specie formata quantitativamente in
seguito all’assorbimento della radiazione, ρ è la densità della soluzione in g
cm−3, Gx è la resa in molecole ogni 100eV di energia assorbita, e il fattore
numerico converte il risultato in Gray.
Un dosimetro chimico ideale deve dare una risposta:
- proporzionale alla dose assorbita in un largo intervallo (1-106 Gy);
65
- indipendente dalla velocità con cui la dose viene assorbita (1-1011 Gy s-1);
- indipendente dall’energia e dalla velocità lineare di perdita di energia
della radiazione;
- indipendente dalla temperatura;
- riproducibile (con un errore massimo del 5%);
- stabile in condizioni normali (esposizione alla luce e all’aria), prima e
dopo l’irradiamento;
- indipendente dai piccoli cambiamenti nella sua composizione.
Nella pratica nessun dosimetro riesce a soddisfare completamente queste
richieste.
4.1.1.1
Dosimetro di Fricke
Il dosimetro utilizzato per determinare la dose di radiazione conferita alle
soluzioni di octilfenolo esaminate in questa tesi è stato il dosimetro di
Fricke, uno dei dosimetri chimici più utilizzati.
Il dosimetro di Fricke è costituito da una soluzione di FeSO4 ·7H2O 10-3 M,
di NaCl 10-3 M in H2SO4 0.4 M (pH = 0,46), satura di aria ([O2] disciolto =
10-4 M).
La reazione che viene seguita per risalire alla dose assorbita è
l’ossidazione, indotta dalle radiazioni ionizzanti, di ioni ferrosi (Fe2+) a ioni
ferrici (Fe3+). Per determinare la quantità di ione Fe3+ formato si misura la
sua assorbanza a 304 nm, in quanto a questa lunghezza d’onda il suo
assorbimento è massimo (ε di Fe3+ = 2205 M-1 cm-1), mentre quello dello
ione Fe2+ è trascurabile (ε di Fe2+ = 1 M-1 cm-1).
L’aggiunta di NaCl alla soluzione è indispensabile per inibire l’interferenza
di impurezze organiche eventualmente presenti, che catturerebbero una
quantità imprecisata di radicale OH.
La funzione dell’acido solforico è quella di evitare la precipitazione di
composti basici del ferro.
66
Reazioni che avvengono nel dosimetro di Fricke:
H2O + radiazione → e-aq + •OH + H• + H2 + H2O2 + H3O+
e-aq + H3O+ → H• + H2O
H• + O2 → HO2•
•
OH + Cl− + H3O+ → Cl• + 2 H2O
HO2• + Fe2+ → Fe3+ + HO2−
HO2- + H+ → H2O2
H2O2 + Fe2+ → Fe3+ + •OH + OH−
•
OH + Fe2+ → Fe3+ + OH−
Cl• + Fe2+ → Cl− + Fe3+
Applicando la legge di Lambert-Beer all’equazione 4.1 si può ricavare
l’espressione per il calcolo della dose in base alle variazioni di
assorbimento ottico registrate a 304 nm per il dosimetro irradiato:
Dose (Gy) = 9,648 × 106 ∆A / (∆ε l ρ GFe3+)
(4.2)
dove l è il cammino ottico che compie il raggio di luce dello
spettrofotometro all’interno della cuvetta che contiene la soluzione di
Fricke.
Impiegando il dosimetro di Fricke con i raggi γ (la dosimetria eseguita in
questa tesi è stata compiuta irradiando la soluzione di Fricke in gammacell)
la resa di Fe3+ per le reazioni sopra riportate è GFe3+ = 15,5 molecole per
100 eV, che in unità di misura SI equivale a 1,61 × 106 mol/J. La
67
sostituzione dei valori delle costanti dell’equazione 4.2 conduce all’
espressione di dose seguente:
Dose (Gy) = 277 ∆A / l
(4.3)
Si deve tenere conto che il coefficiente di estinzione molare dello ione
ferrico dipende dalla temperatura. Il suo valore varia dello 0,69% ogni
grado centigrado. Quindi l’espressione corretta per la concentrazione di
Fe3+ è:
[Fe3+] = ∆A / { l ∆ε [1 + 0,007 (T2 – T1)] }
(4.4)
● T2 è la temperatura in °C alla quale sono eseguite le misure
spettrofotometriche;
● T1 è la temperatura alla quale è noto il valore del coefficiente
d’assorbimento molare.
Il valore corretto di dose è dato dall’equazione:
Dose (Gy) = 277 ∆A / { l [1 + 0,007 (T2 – 25)] }
(4.5)
Durante lo svolgimento di questa tesi sono state effettuate due diverse
dosimetrie, una per ogni tipo di recipiente utilizzato per irraggiare le
soluzioni di octilfenolo (Figure 4.2 e 4.3). Questo perché ad ogni geometria
e posizione del recipiente contenente la soluzione da trattare all’interno
della camera di irraggiamento della γ-cell, corrisponde una diversa dose di
radiazione assorbita dalla soluzione stessa.
68
Figura 4.2 Equazione dosimetrica della γ-cell ricavata per un contenitore di
pyrex
Figura 4.3 Equazione dosimetrica della γ-cell ricavata per un contenitore di
polietilene
69
4.2 REATTORE FOTOCHIMICO
Come sorgente di radiazioni UV è stato utilizzato il reattore Rayonet RPR100, munito di 16 lampade. Le lampade del reattore fotochimico emettono
radiazioni ultraviolette UVC con picco a 253,7 nm, e la loro potenza è di
8W.
Figura 4.4 Reattore fotochimico Rayonet RPR-100
Figura 4.5 Picco di emissione delle lampade
del reattore
70
Durante ogni trattamento è stato attivato il sistema di ventilazione dello
strumento.
4.3 BAGNO A ULTRASUONI
Per la sonicazione è stato impiegato il bagno a ultrasuoni del CNR,
Starsonic 90 della Liarre.
La frequenza degli ultrasuoni di questo apparecchio è compresa tra 28 e 34
kHz.
4.4 TECNICHE DI RIVELAZIONE
Le tecniche utilizzate per osservare i cambiamenti chimici indotti nelle
soluzioni trattate con le varie tecniche di ossidazione sono state affidate alla
spettrofotometria nel visibile e nel vicino UV, e all’analisi IR in riflettenza
totale attenuata (ATR).
4.4.1
ANALISI SPETTROFOTOMETRICA UV/VIS
L’analisi spettrofotometrica ha previsto un confronto tra gli spettri UV/VIS
delle soluzioni prima del trattamento e quelli relativi ai vari processi
degradativi.
Sono stati utilizzati due spettrofotometri della Perkin Elmer, Lambda 40 e
Lambda 45, a doppio raggio.
Sono state adoperate celle da 1 cm.
4.4.2
ANALISI IR IN RIFLETTANZA TOTALE ATTENUATA
L’analisi IR in riflettenza totale attenuata richiede che il campione venga
posto a contatto con le facce di un cristallo ottico prismatico, attraverso il
quale si fa passare la radiazione della sorgente. Dirigendo il fascio a una
estremità del cristallo, con un corretto angolo di incidenza, si ha la
formazione di riflessioni multiple interne prima che il fascio emerga
dall’altra estremità. Ad ogni riflessione la radiazione penetra nella
71
superficie del campione ad una profondità di pochi micrometri. L’intensità
del raggio è attenuata secondo le caratteristiche di assorbimento del
campione, permettendo la registrazione di uno spettro di assorbimento
(Figura 4.6).
ATR prism
IR beam
sample
Figura 4.6 Meccanismo ATR
Le analisi ATR svolte per questa tesi sono state effettuate durante
l’irradiamento UV dell’octilfenolo in soluzione, in presenza di TiO2, ed è
stato usato il ReactIR 45m della Mettler Toledo, mostrato in Figura 4.7.
Una sonda collegata all’analizzatore attraverso un condotto ottico, è stata
inserita all’interno del cristallizzatore contenente la soluzione, posto a sua
volta nel reattore fotochimico. La sonda, possedeva come elemento ATR il
diamante.
Il diamante non assorbe nella regione spettrale compresa tra 2200 e 1900
cm-1: questo non ha rappresentato un problema per la valutazione degli
effetti chimici dovuti all’irradiamento della soluzione di octilfenolo, in
quanto i picchi di interesse non rientravano in tale zona.
Questa analisi ha permesso di acquisire gli spettri IR delle soluzioni di
octilfenolo durante tutto lo svolgimento della prova degradativa: non c’è
stato solo un confronto tra lo spettro iniziale e quello finale.
Ogni spettro comprendeva 128 scansioni con una risoluzione di 8 cm-1,
unite in un range di 4000-650 cm-1.
72
Figura 4.7 ReactIR™ usato per le analisi IR in riflettenza totale attenuata
L’analisi mediante ReactIR rappresenta una tecnica innovativa che ha molti
vantaggi, come la possibilità di ottenere risultati immediati, riducendo così
i tempi necessari per una classica analisi IR, la possibilità di esaminare
specie instabili e di avere informazioni più profonde sulle molecole.
4.5 PROVE
DI
ECOTOSSICITA’
LUMINOSITÁ BATTERICA
BASATE
SULLA
Un metodo fondamentale che può essere utilizzato come primo screening
per valutare la tossicità di inquinanti presenti nell’ambiente, è rappresentato
dai saggi che utilizzano i batteri bioluminescenti. Il principio di questo tipo
di analisi si basa sulla valutazione dell’energia luminosa sviluppata da
questi batteri, considerando che la produzione di luce è il risultato di un
processo metabolico delle cellule batteriche, ed è il riflesso del loro “stato
di salute”. L’inibizione, ad opera di un composto tossico, di uno dei
numerosi enzimi direttamente o indirettamente coinvolti nel processo di
bioluminescenza, conduce ad una riduzione della produzione di luce.
Quindi, la capacità luminosa dei batteri risulta inversamente proporzionale
al grado di tossicità della sostanza analizzata.
73
Il sistema luminescente è altamente sensibile anche a microquantità di
inquinanti. Le analisi basate su batteri luminosi oltre a dare una stima della
tossicità, sono caratterizzati da velocità di esecuzione, accuratezza,
sensibilità e semplicità.
Per questo tipo di analisi sono molto utilizzati i batteri di due generi marini,
Photobacterium e Vibrio.
4.5.1 TEST SU OCTILFENOLO
I campioni d’acqua rappresentano la matrice ambientale più facile che può
essere testata con il saggio che utilizza i batteri bioluminescenti; il saggio,
per esempio, può essere applicato durante i processi di depurazione per
monitorare il progresso e il completamento del trattamento.
In questa tesi, le soluzioni di octilfenolo sono state sottoposte all’analisi
ecotossicologica utilizzando i batteri marini bioluminescenti del genere
Vibrio. I test sono stati eseguiti in collaborazione con la Dr.ssa Ferri del
dipartimento di Scienza dei Metalli, Elettrochimica e Tecniche Chimiche
dell’Università di Bologna.
La prova risulta normata in Italia con il riferimento IRSA-CNR, 1996,
giugno 1996: 1-8.
Le soluzioni di octilfenolo non trattate e trattate con radiazioni γ sono state
poste nelle micropiastre insieme ai batteri bioluminescenti, a diverse
concentrazioni: la soluzione madre e due diluizioni, 1:2 e 1:4. Il processo
delle diluizioni viene normalmente eseguito per valutare la sensibilità del
test: risposte proporzionali alle diverse concentrazioni della stessa
soluzione indicano che gli effetti ottenuti non sono aspecifici.
Successivamente è stata determinata la tossicità dei campioni, misurando la
luminosità dei batteri mediante il luminometro (Figura 4.8).
74
Figura 4.8 Luminoskan Ascent
4.6 PREPARAZIONE DEI CAMPIONI DA TRATTARE
Lo studio delle trasformazioni indotte dalle specie radiolitiche impone che
il sistema sia puro per evitare che si verifichino reazioni secondarie.
Quindi, le soluzioni utilizzate per le prove in laboratorio sono state
preparate adoperando reagenti con un’alta percentuale di purezza. È stato
utilizzato l’octilfenolo della marca Aldrich, puro al 99%, il quale è stato
disciolto in acqua deionizzata e purificata, prodotta con un sistema
Millipore (Milli-Q), cioè in acqua tridistillata.
Tutte le soluzioni di octilfenolo sono state preparate partendo da una pesata
di 12 mg/L di composto. La quota di octilfenolo solubilizzato è stata
ottenuta sottoponendo la soluzione, contenente due ancorette, ad un
processo di agitazione su una piastra magnetica per circa 60 ore: la parte
non solubilizzata del composto veniva rimossa per filtrazione.
75
Filtro
Soluzione
di OP
Figura 4.9 Solubilizzazione di OP sulla piastra magnetica
e filtro per la rimozione del composto non solubilizzato
Una speciale procedura di lavaggio della vetreria ha assicurato che questa
non fosse contaminata da nessun residuo organico ed inorganico. La
tecnica richiede una serie di lavaggi, il primo dei quali si effettua con un
potente agente ossidante, la miscela permanganica (KMnO4 (s) in acido
solforico al 95-97 %), poi si esegue un lavaggio con acqua monodistillata, e
un altro con una soluzione costituita da acqua, perossido di idrogeno e
acido cloridrico fumante; infine, seguono tre lavaggi con acqua
monodistillata ed altri tre con acqua tridistillata.
Per quanto riguarda i reagenti aggiunti alle soluzioni di octilfenolo, è stato
usato il perossido di idrogeno della marca Merck, Suprapur, ad una
concentrazione del 30%. Invece, il biossido di titanio è stato fatto
depositare sulle pareti dei cristallizzatori di vetro pyrex sotto forma di film
dallo studio ingegneristico TiO2 Lab di Isernia, che collabora con l’istituto
ISOF del CNR.
76
RISULTATI E DISCUSSIONE
Capitolo 5
5.1 PROVE PRELIMINARI
Le indagini preliminari hanno condotto alla raccolta delle principali
proprietà dell’octilfenolo (OP). Lo studio sperimentale ha preso in
considerazione le soluzioni acquose di OP con una concentrazione
dell’ordine di µmol/L: OP ha una bassa solubilità in acqua (a 20,5 °C è
12,6 ± 0,5 mg/L, ovvero 61,2 ± 2,43 µmol/L) a causa delle sue
caratteristiche idrofobiche dovute al gruppo aromatico e alla catena
alifatica di otto atomi di carbonio.
Figura 5.1 Spettro UV/VIS di OP in acqua
77
Lo spettro UV-VIS di una soluzione acquosa di octilfenolo presenta due
principali bande di assorbimento: a 277 nm, corrispondente alla transizione
n→π*, e a 222 nm corrispondente a una transizione π→π* (Fig. 5.1).
Per il monitoraggio spettrofotometrico della concentrazione di octilfenolo
in acqua è stato preso in considerazione il picco a 277 nm.
Per il calcolo della concentrazione delle soluzioni prima del trattamento
degradativo è stata applicata la legge di Lambert-Beer:
A=c×ε×l
dove A è il valore di assorbanza a 277 nm, ε = 1560 M-1 cm-1 a 277 nm, l
(celle dello spettrofotometro) = 1 cm.
5.2 TRATTAMENTI DI DEGRADAZIONE PER MEZZO DEI
PROCESSI DI OSSIDAZIONE AVANZATA
Di seguito sono riportati i risultati dei trattamenti degradativi a cui sono
state sottoposte le soluzioni di OP, che hanno previsto l’uso dei raggi γ,
delle radiazioni UV e degli ultrasuoni.
5.2.1
TRATTAMENTO CON RADIAZIONI γ
Il processo mediante radiazioni γ è stato condotto su vari sistemi allo scopo
di verificare l’effetto di componenti quali TiO2 e H2O2, sia separatamente
che in un sistema ibrido. Un primo esperimento è stato condotto per mezzo
delle sole radiazioni γ, mentre nel secondo e nel terzo sono stati aggiunti
rispettivamente TiO2 e TiO2 insieme a H2O2. Il tempo totale di
irraggiamento è stato di 90 minuti (per la terza prova il tempo totale è stato
100 minuti), ma, per monitorare l’andamento della degradazione, ad
intervalli di tempo definiti, è stato eseguito lo spettro UV/VIS della
soluzione di OP trattata (1, 3, 5, 10, 20, 30, 45, 60, 90 minuti).
E’ stata poi effettuata una quarta prova che ha previsto un irraggiamento di
24 ore, senza interruzione.
78
5.2.1.1
OP + γ
E’ stato adoperato un cristallizzatore di pyrex contenente 50 mL di
soluzione di OP.
In Figura 5.2, il confronto degli spettri relativi alla soluzione prima del
trattamento, durante le varie fasi, e al termine del test, dimostra che
l’energia assorbita causa la variazione del sistema. Il picco del fenolo a 277
nm, dopo un lieve iniziale aumento, diminuisce il suo assorbimento
progressivamente (Figura 5.3). Il meccanismo più probabile per la
degradazione del fenolo è quello che vede l’attacco del radicale OH
all’anello aromatico, con la conseguente formazione, nelle prime fasi del
processo, del 4-terz-octilcatecolo (aumento del picco), che viene a sua volta
ossidato nel corso della reazione a composti alifatici contenenti gruppi
carbossilici (diminuzione del picco). Questo andamento trova conferma nel
grafico riportato in Figura 5.4 della reattività del fenolo e dei suoi derivati
con i radicali presenti in soluzione, e nella Tabella 5.1 delle relative
costanti cinetiche.
L’ipotesi della formazione del 4-terz-octilcatecolo è avvalorata dallo
spettro UV/VIS del catecolo disponibile in letteratura, riportato in Figura
5.5, nel quale si osserva un’ampia banda di assorbimento nella regione
attorno a 277 nm.
In Figura 5.2, l’aumento dell’assorbimento nella zona a λ ≤ 240 nm rende
conto della comparsa di prodotti di degradazione (carbonili e carbossili).
79
0,20
OP (12,8 µM) + γ
0,18
0,16
Assorbanza
0,14
0,12
0,10
0,08
0,06
0 Gy
0,04
606,7
0,02
0,00
200
220
240
260
280
300
320
340
360
380
400
nm
Figura 5.2 Spettri UV/VIS di OP + γ a dosi crescenti
(Dose tot = 606,7 Gy)
In Figura 5.3, viene mostrato il grafico riguardante la cinetica di
degradazione dell’OP, con riferimento a λ = 277 nm: si può notare
l’aumento iniziale di ∆OD (differenza dei valori di assorbanza a 277 nm
dello spettro riferito alla soluzione trattata e di quello della soluzione non
trattata) fino alla dose di 38,8 Gy (5 minuti di irraggiamento), poi una
diminuzione fino alla dose di 606,7 Gy (90 minuti).
80
38,8 Gy
277 nm
0,008
0,006
0,004
∆OD (277nm)
0,002
0,000
-0,002
-0,004
0 Gy
-0,006
606,7 Gy
-0,008
-0,010
-0,012
-10
0
10 20 30 40 50 60 70 80 90 100
Tempo, min
Figura 5.3 Cinetica di degradazione di OP + γ
10
OH
OH
OH
O2-HO2
O3
8
Log (k)
OH
OH
6
O2-HO
O3
O2-
2
4
HO2
O2 O3
-
HO2
O3
2
-
O2
OH
OH
OH
OH
OH
OH
OH
OH
OH HO
OH
OH
Figura 5.4 Reattività del fenolo con il radicale OH
81
OH
Phenol
·
OH
O2·-
HO·2
O3
k [L mol-1s-1]
C6H5(OH)
6.6 x 109
580
1,2-C6H4(OH)2
1.1 x 1010
<8 x 104
4.7 x 104
500
1.3-C6H4(OH)2
1.2 x 1010
2
4.1 x 103
9.8 x 104
1,4- C6H4(OH)2
5.2 x 109
1.6 x 107
1.7 x 107
1.5 x 106
3.4 x 105
1,2,3-C6H3(OH)3
1,3,5-C6H3(OH)3
1.3 x 103
≥ 1 x 1010
2.3 x 103
Tabella 5.1 Costanti cinetiche del fenolo
Figura 5.5 Spettro UV/VIS del catecolo
82
5.2.1.2
OP + γ + TiO2
E’ stato adoperato un cristallizzatore di vetro pyrex sulle cui pareti era stato
depositato un film di TiO2, contenente 50 mL di soluzione di OP.
In questo caso, a differenza di quanto è avvenuto nelle prime fasi del
trattamento della prova precedente, non si osserva l’aumento del picco a
277 nm, ma una sua diminuzione progressiva. Questo andamento è
spiegabile considerando il fatto che la presenza del catalizzatore aumenta la
velocità della reazione. Per effetto delle radiazioni γ, all’interno delle
particelle di TiO2 avviene una separazione di carica, con formazione della
coppia elettrone-buca positiva, analogamente a quanto accade in seguito
dell’assorbimento di luce UV da parte di TiO2. Il substrato reagisce con la
buca positiva o con il radicale OH che si forma all’interfaccia tra TiO2 e
H2O.
Anche il confronto tra i grafici riguardanti la cinetica di degradazione
rispetto al trattamento precedente, mostra il ruolo del TiO2: il ∆OD del
sistema con biossido di titanio risulta leggermente più grande di quello in
cui invece il catalizzatore è assente. Questo significa che il picco a 277 nm
in questa prova si è ridotto maggiormente, rendendo la reazione più
efficiente.
83
0,20
OP (13,4 µM) + γ + TiO2
0,18
0,16
Assorbanza
0,14
0,12
0,10
0,08
0,06
0 Gy
0,04
606,3 Gy
0,02
0,00
200
220
240
260
280
300
320
340
360
380
400
nm
Figura 5.6 Spettri UV/VIS di OP + γ + TiO2 a dosi crescenti
0,002
0 Gy
277 nm
0,000
∆OD (277nm)
-0,002
-0,004
-0,006
-0,008
606,3 Gy
-0,010
-0,012
-0,014
-0,016
-10
0
10 20 30 40 50 60 70 80 90 100
Tempo, min
Figura 5.7 Cinetica di degradazione di OP + γ +
TiO2 a 277 nm
84
5.2.1.3
OP + γ + TiO2 + H2O2
All’interno del cristallizzatore trattato con TiO2, contenente 50 mL di
soluzione di OP, è stata aggiunta H2O2 in concentrazione pari a 0,76 mM.
La velocità di degradazione aumenta rispetto ai due sistemi precedenti:
questo è dovuto alla presenza di H2O2 che porta ad un aumento della
produzione di radicali OH. Infatti, a seguito delle reazioni raffigurate nello
Schema 5.1, il G (OH), alla concentrazione sopra indicata di H2O2, diventa
≈ 0,4 µmol/J anziché 0,28 µmol/J (Capitolo 3, Figura 3.11). Il sistema,
dunque, risulta più veloce e più efficiente rispetto ai due sistemi precedenti.
H2O –^^–> eaq− + •H + •OH + H2 + H2O2 + H3O+
H2O2 + eaq− → •OH + OH−
H2O2 + •H → •OH + H2O
Schema 5.1 Produzione di radicali OH
OP (14,4) + γ + TiO2 + H2O2
0,20
0,18
0,16
Assorbanza
0,14
0,12
0,10
0 Gy
0,08
0,06
677 Gy
0,04
0,02
0,00
200
220
240
260
280
300
320
340
360
380
λ, nm
Figura 5.8 Spettri UV/VIS di OP + γ + TiO2 + H2O2 a dosi
crescenti (Dose tot = 677 Gy)
85
400
0 Gy
0,005
277 nm
0,000
-0,005
∆OD (277nm)
-0,010
-0,015
-0,020
-0,025
677 Gy
-0,030
-0,035
-0,040
-10 0
10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110
Tempo, min
Figura 5.9 Cinetica di degradazione di OP + γ +
TiO2 + H2O2 a 277 nm
5.2.1.4
OP + γ (24 ore)
Un cristallizzatore di pyrex, contenente 50 mL di soluzione di OP, è stato
inserito in γ-cell. La durata del trattamento è stata di 24 ore. Osservando la
Figura 5.10, si vede che a 277 nm il picco non c’è più, quindi il fenolo è
stato completamente degradato.
Poiché il pH della soluzione non trattata era di 6,78, mentre alla fine della
prova è risultato uguale a 4,56, si presume che si siano formati dei gruppi
carbossilici, il cui pKa sappiamo essere intorno a 5. Questa ipotesi trova
ampio supporto in letteratura (Shen et al.). Oltre ai gruppi carbossilici, è
altresì noto che la degradazione ossidativa porta alla formazione di aldeidi
e chetoni. In particolare la formazione di C=O è stata messa in evidenza nel
paragrafo 5.3 mediante analisi IR risolta nel tempo. (Figure 5.20 e 5.21).
86
0,20
0,18
0,16
Assorbanza
0,14
0,12
0,10
0,08
pretrattamento
0,06
9,6 kGy
0,04
0,02
0,00
200
220
240
260
280
300
320
340
360
380
400
λ, nm
Figura 5.10 Spettro UV/VIS di OP prima e dopo un
trattamento γ per 24 ore (Dose tot = 9,6 kGy)
5.2.2
TRATTAMENTO CON RADIAZIONI UV
5.2.2.1
OP + UV + TiO2 e/o H2O2: trattamento continuo
Due cristallizzatori sono stati posti all’interno del reattore fotochimico, uno
era di pyrex “puro”, mentre l’altro aveva il TiO2 depositato sulle pareti
sotto forma di film. Ciascun cristallizzatore conteneva 25 mL di soluzione
di OP. La durata del trattamento è stata di 60 minuti, senza interruzione.
Sono state effettuate due prove, una senza H2O2 e una con H2O2.
1° prova:
OP + UV
OP + UV + TiO2
2° prova:
OP + UV + H2O2
OP + UV + H2O2 + TiO2
87
0,20
0,20
0,18
0,18
0,16
0,16
0,14
0,14
0,12
0,10
pretrattamento
0,08
OP + UV
Assorbanza
Assorbanza
Dal confronto dei grafici in Figura 5.11, si vede che il primo, quello
relativo alla fotolisi diretta, senza l’aggiunta di altri reagenti, è diverso
dagli altri tre. Infatti, lo spettro di colore verde, che rappresenta la
soluzione di OP irradiata, mostra un aumento di assorbimento nella regione
in cui si ha il picco caratteristico del fenolo (277 nm). E’ ragionevole
pensare che il prodotto formatosi sia il 4-terz-octilcatecolo, osservando il
suo spettro UV/VIS e considerando il meccanismo della reazione della
fotolisi di OP, proposto più avanti.
0,12
0,10
0,06
0,04
0,04
0,02
0,02
0,00
200 220 240 260 280 300 320 340 360 380 400
λ, nm
0,20
0,20
0,18
0,18
0,16
0,16
0,12
0,10
0,08
pretrattamento
OP + UV + H2O2
Assorbanza
Assorbanza
λ, nm
0,14
OP + UV + TiO2
0,08
0,06
0,00
200 220 240 260 280 300 320 340 360 380 400
pretrattamento
0,14
0,12
pretrattamento
0,10
0,08
OP + UV + H2O2 + TiO2
0,06
0,06
0,04
0,04
0,02
0,02
0,00
200 220 240 260 280 300 320 340 360 380 400
0,00
200 220 240 260 280 300 320 340 360 380 400
λ, nm
λ, nm
Figura 5.11 Spettri UV/VIS di OP + UV, con l’aggiunta di TiO2 e di H2O2
88
Di seguito è mostrato il meccanismo della fotolisi di OP sotto l’irradiazione
a 253,7 nm in soluzione acquosa (Patrick Mazellier and Julie Leverd).
OH
O•
O₂₂
hν
+ H⁺⁺ + e⁻⁻
O₂₂ •⁻⁻
R
R
4-terz-octilfenolo
O
O
•
OO⁻⁻
H
H
O₂₂ •⁻⁻
R
+ H⁺⁺
R
O
OH
OOH
O
OOH
O
H
-H₂₂O
R
R
R
OH
OH
4 O₂₂•⁻⁻
R
4-terz-octilcatecolo
89
Gli altri tre grafici della Figura 5.11, mostrano i risultati di un processo
fotochimico, che vede coinvolto il radicale OH come principale agente
ossidante. In questi casi il picco a 277 nm sparisce: si ipotizza che il
catecolo venga ossidato a sua volta ad opera del radicale OH .
Gli stessi autori che hanno proposto il meccanismo della fotolisi di OP,
hanno dimostrato che nel caso dell’irradiamento UV con H2O2, il 4-terzoctilcatecolo viene ossidato a 2-idrossi-5-terz-octilbenzochinone.
Altri autori hanno individuato anche ulteriori prodotti derivanti
dall’estrazione di idrogeno dalla parte alchilica dell’octilfenolo (Brand et
al.).
90
Per quanto riguarda il processo di fotossidazione con TiO2, si può dire che
le molecole organiche, sotto l’illuminazione, reagiscono con le buche fotogenerate, o più probabilmente con i radicali OH foto-indotti, dando come
risultato un numero di intermedi idrossilati. La determinazione di questi
composti è stata oggetto di molte investigazioni. Anche se un meccanismo
completo di fotossidazione del fenolo con TiO2 e dei suoi derivati non è
stato ancora stabilito, studi qualitativi, e in alcuni casi quantitativi, sugli
intermedi del fenolo hanno permesso di proporne uno.
Il seguente meccanismo di reazione mostra le specie che si formano in
seguito all’ossidazione del fenolo in presenza di TiO2. I principali composti
generati sono il benzochinone, il catecolo, il resorcinolo e l’idrochinone,
più altri intermedi alifatici, come l’acido formico e l’acido acetico
(Sobczynski et al.).
O
OH
hν, TiO₂
OH
OH
hν, TiO₂
+
+ •OH
+ •OH
OH
OH
O
O
OH
CH₂
OH
CH
OH +
OH
OH
O
C
CO₂ + H₂O
……
+
CH₂ + CH
CH₂
CH₂
CH₂
OH
OH
CH₃
91
CH
CH₂
O
+
Formate
Acetate
In seguito ai risultati ottenuti dopo i diversi trattamenti con le radiazioni
UV, si può affermare che la fotolisi diretta è meno efficiente rispetto alla
combinazione della luce con agenti ossidanti e catalizzatori, e che il
trattamento più efficace è quello in cui viene sfruttato l’effetto sinergico di
TiO2 e H2O2. La Figura 5.12 conferma questa conclusione: sono messi a
confronto gli spettri ottenuti dopo l’irradiamento UV di OP con TiO2, con
H2O2 e con TiO2 + H2O2.
0,20
0,18
0,16
Assorbanza
0,14
0,12
OP + UV + TiO2
0,10
0,08
OP + UV + H2O2
0,06
0,04
0,02
0,00
200
OP + UV + TiO2 + H2O2
220
240
260
280
300
320
340
360
380
400
λ, nm
Figura 5.12 Confronto tra i tre trattamenti fotochimici di OP + UV
5.2.2.2
OP + UV + H2O2 con e senza TiO2: trattamento discontinuo
Nel reattore fotochimico sono stati inseriti due cristallizzatori, uno era di
pyrex “puro”, con aggiunta di H2O2, mentre l’altro conteneva il TiO2. In
ciascun cristallizzatore erano presenti 50 mL di soluzione di OP.
Nell’esperienza con TiO2 la soluzione è stata agitata continuamente
durante il trattamento.
Il trattamento è stato interrotto ad intervalli di tempo definiti per eseguire lo
spettro UV/VIS delle soluzioni: 1, 2, 3, 4, 5, 10, 20, 30, 45, 60, 90 minuti.
92
Si nota che all’inizio il picco a 277 nm aumenta leggermente per poi ridursi
via via: in base alle considerazioni fatte in precedenza, è possibile
affermare che nelle fasi iniziali si formi un intermedio, che viene a sua
volta degradato. Osservando sia gli spettri nelle Figure 5.13 e 5.15, sia i
grafici riguardanti le cinetiche di degradazione nelle Figure 5.14 e 5.16, si
capisce che il processo è più veloce nel sistema in cui sono presenti sia
TiO2 che H2O2 (qui l’aumento iniziale del picco a 277 nm è meno
evidente).
0,20
OP (17,5 µM)+ UV + H2O2
0,18
0,16
Assorbanza
0,14
0,12
0,10
0,08
0,06
0,04
0,02
0,00
200
220
240
260
280
300
320
340
360
380
λ, nm
Figura 5.13 Spettri UV/VIS di OP + UV + H2O2 a diversi
intervalli di tempo
93
400
277 nm
0,010
0,005
∆OD (277nm)
0,000
-0,005
-0,010
-0,015
-0,020
-0,025
-0,030
-0,035
-10
0
10 20 30 40 50 60 70 80 90 100
Tempo, min
Figura 5.14 Cinetica di degradazione di OP + UV +
H2O2 a 277 nm
0,20
OP (17,5 µM)+ UV + H2O2 + TiO2
0,18
0,16
Assorbanza
0,14
0,12
0,10
0,08
0,06
0,04
0,02
0,00
200
220
240
260
280
300
320
340
360
380
λ, nm
Figura 5.15 Spettri UV/VIS di OP + UV + H2O2 + TiO2 a
diversi intervalli di tempo
94
400
277 nm
0,005
0,000
∆OD (277nm)
-0,005
-0,010
-0,015
-0,020
-0,025
-0,030
-0,035
-10
0
10 20 30 40 50 60 70 80 90 100
Tempo, min
Figura 5.16 Cinetica di degradazione di OP + UV +
H2O2 + TiO2 a 277 nm
5.2.3
CONFRONTO TRA TRATTAMENTO γ E UV
Sia le radiazioni γ sia quelle UV sono efficienti nell’ossidazione di OP,
anche se il trattamento in γ-cell porta ad un maggiore scolorimento dello
spettro, a parità di tempo di esposizione e di reagenti utilizzati. È ovvio che
l’efficienza di decomposizione dipende in larga misura dall’intensità di
produzione di OH nei due sistemi, che a sua volta rimanda all’intensità
dell’irradiamento UV o γ.
Quanto affermato quindi vale per le nostre condizioni sperimentali (vedere
Capitolo 4).
95
OP + γ + TiO2 + H2O2
OP + UV + TiO2 + H2O2
0,20
0,18
0,18
0,16
0,15
Assorbanza
Assorbanza
0,14
0,12
0,09
0,06
0,12
0,10
0,08
0,06
0,04
0,03
0,02
0,00
0,00
200
220
240
260
280
300
320
340
360
380
400
200
220
240
260
λ, nm
0,005
280
300
320
340
360
380
400
λ , nm
277 nm
277 nm
0,005
0,000
0,000
-0,005
-0,005
∆OD (277nm)
∆OD (277nm)
-0,010
-0,015
-0,020
-0,025
-0,030
-0,035
-0,015
-0,020
-0,025
-0,030
-0,040
-10 0
-0,010
-0,035
-10
10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110
0
10 20 30 40 50 60 70 80 90 100
Tempo, min
Tempo, min
Figura 5.17 Confronto tra il trattamento γ e UV
5.2.4
TRATTAMENTO CON ULTRASUONI
Nel bagno ad ultrasuoni è stato inserito un cristallizzatore di pyrex
contenente 50 mL di soluzione di octilfenolo.
La sonicazione è durata nel complesso 154 minuti, ma ogni 22 minuti è
stata interrotta per misurare gli spettri UV/VIS dei campioni.
Osservando sia gli spettri UV/VIS corrispondenti ai diversi tempi di
trattamento, Figura 5.18, sia il grafico della cinetica di degradazione,
96
Figura 5.19, si nota un andamento non costante, soprattutto nelle prime fasi
della prova: il picco a 277 nm aumenta e diminuisce, ma è comunque
evidente la diminuzione di assorbimento considerando il punto 0 e il punto
finale a 154 minuti.
0,20
OP (11,6 µΜ) + US
0,18
0,16
Assorbanza
0,14
0,12
0,10
0,08
0,06
0,04
0,02
0,00
200
220
240
260
280
300
320
340
360
380
400
λ, nm
Figura 5.18 Spettri UV/VIS di OP + US a diversi intervalli di
tempo
277 nm
0,002
∆OD (277nm)
0,000
-0,002
-0,004
-0,006
-0,008
0
20
40
60
80
100 120 140 160
Tempo, min
Figura 5.19 Cinetica di degradazione di OP + US
a 277 nm
97
Sono stati effettuati tentativi di combinare gli ultrasuoni sia con TiO2 sia
con H2O2, ma non è stato possibile interpretare i risultati in modo razionale.
A tal proposito va detto che l’intensità degli ultrasuoni che si propagano
attraverso il liquido è fondamentale per la crescita delle bolle di gas
all’interno del liquido stesso, e quindi per la loro successiva implosione,
dalla quale si originano i radicali OH. La frequenza del bagno a ultrasuoni
utilizzato per queste prove probabilmente non è stata adeguata per una
efficiente e rapida formazione delle bolle destinate all’implosione.
Queste esperienze richiedono dunque maggiori approfondimenti e studi.
5.3 ANALISI CON REACTIR™
Un cristallizzatore con TiO2 depositato sulle pareti e contenente 50 mL di
soluzione di OP è stato posto all’interno del reattore fotochimico.
All’interno del cristallizzatore è stata posizionata anche la sonda
dell’analizzatore ReactIR 45m. La durata del trattamento è stata di 1 ora e
42 minuti.
I risultati ottenuti con questo tipo di analisi confermano quelli ottenuti nella
prova precedente di fotolisi in presenza di TiO2 (i presumibili prodotti della
degradazione sono il benzochinone, il catecolo, il resorcinolo e
l’idrochinone, che a loro volta vengono ulteriormente ossidati a composti
alifatici come l’acido formico e l’acido acetico).
Dalla Figura 5.20 si può osservare che l’ampia banda del gruppo OH si è
spostata verso lunghezze d’onda maggiori (da 3300 cm-1 a 3600 cm-1),
come conseguenza dell’apertura dell’anello aromatico e della formazione
di composti alifatici. Inoltre, si nota la creazione del picco appartenente al
gruppo carbonilico intorno a 1640 cm-1.
98
D
i
C
o
m
p
Spettro alla fine del
trattamento
C=O
OH
r
e
g
i
o
n
Spettro al tempo 0
Figura 5.20 Confronto tra gli spettri IR di OP prima e dopo il trattamento
Il grafico riportato in Figura 5.21 rappresenta i profili di concentrazione dei
gruppi ossidrilico e carbonilico: la concentrazione del gruppo OH fenolico
cala durante il processo ossidativo (consumo del reagente), mentre quella
del carbonile aumenta (formazione del prodotto). Come si può notare dal
grafico, la scomparsa dell’OH fenolico è approssimativamente completa
dopo circa 60 minuti dall’inizio del trattamento.
99
C=O
λ ~ 1640 cm-1
λ ~ 3000cm-1
OH
Figura 5.21 Profili di concentrazione dei gruppi OH e C=O
3D VIEW
Figura 5.22 Spettro IR di OP risolto nel tempo
100
5.4 ANALISI TOSSICOLOGICA
Un recipiente di polietilene contenente 250 mL di soluzione di octilfenolo è
stato posto in γ-cell per un trattamento continuo di 24 ore. La dose ceduta
alla soluzione al termine dell’irraggiamento è stata 10,16 kGy.
Nella Figura 5.23 sono riportati i risultati dell’analisi ecotossicologica:
sono stati eseguiti tre studi, in quanto la soluzione di OP (12,8 µM) è stata
diluita due volte, 1:2 e 1:4. Il grafico mostra che le soluzioni di OP non
trattate sono tossiche per i batteri, in quanto l’emissione RLU è minore
rispetto a quella del gruppo di controllo (batteri senza la soluzione di OP), e
le due soluzioni diluite mostrano una emissione luminosa maggiore rispetto
alla soluzione madre, dimostrando che la diminuzione della concentrazione
di OP porta ad una diminuzione della tossicità.
Visti gli aumenti dell’emissione luminosa, per tutte e tre le soluzioni, il
trattamento in γ-cell per 24 ore porta alla formazione di prodotti che sono
meno tossici rispetto alle corrispondenti soluzioni non trattate. In
particolare, dalle diluizioni successive si può vedere che la tossicità viene
progressivamente ridotta fino ad essere annullata nel caso della soluzione
più diluita.
101
Figura 5.23 Emissione luminosa delle soluzioni di OP prima e dopo il trattamento
in γ-cell
Legenda:
- Contr. = gruppo di controllo, batteri senza la soluzione di OP;
- OP NT 12 = octilfenolo non trattato in concentrazione pari a 12, 8 µM = 2,6 mg/L;
- OP NT 6 = octilfenolo non trattato, soluzione diluita 1:2;
- OP NT 3 = octilfenolo non trattato, soluzione diluita 1:4;
- OP T 12 = soluzione di octilfenolo non diluita irradiata;
- OP T 6 = soluzione di octilfenolo diluita 1:2 irradiata;
- OP T 3 = soluzione di octilfenolo diluita 1:4 irradiata.
102
CONCLUSIONI
Capitolo 6
CONCLUSIONI
I trattamenti di una soluzione acquosa di octilfenolo mediante le radiazioni
γ, le radiazioni UV e gli ultrasuoni, generano radicali idrossili che sono
capaci di demolire la molecola dell’octilfenolo. Sono state confrontate
diverse situazioni di trattamento, in assenza e in presenza sia di un
fotocatalizzatore, il biossido di titanio, che di un agente ossidante, il
perossido di idrogeno. I risultati mostrano che TiO2 e H2O2 giocano un
ruolo determinante nella decomposizione, aumentandone notevolmente
l’efficienza.
È stato verificato che il TiO2 compie la sua attività catalitica non solo in
seguito all’assorbimento della luce UV, ma anche quando viene colpito
dalle radiazioni ionizzanti: l’energia dei raggi γ è tale da provocare nelle
particelle di TiO2 il salto dell’elettrone dalla banda di valenza a quella di
conduzione. Sarebbe interessante verificare anche il comportamento del
biossido di titanio esposto alla luce solare, che rappresenta la fonte di
energia più economica, e potrebbe essere sfruttata insieme al
fotocatalizzatore negli impianti di trattamento delle acque.
L’azione sinergica di TiO2 e di H2O2 permette di arrivare a una
degradazione di OP in modo più veloce ed efficiente.
Tra i tre diversi processi di ossidazione avanzata impiegati, le radiazioni γ
sono quelle che permettono di ottenere i risultati migliori in termini di
distruzione dell’anello fenolico para-sostituito, che si ipotizza essere
responsabile dell’attività estrogenica dell’octilfenolo. Questo è un buon
inizio per continuare a ottimizzare il processo degradativo che sfrutta le
radiazioni ionizzanti, in modo da potere arrivare allo sviluppo e all’impiego
di acceleratori di elettroni negli impianti di depurazione. Al momento, è
presente in tutto il mondo solo un impianto di trattamento delle acque che
vede l’impiego di tale tecnologia: l’impianto si trova a Daegu, in Corea, ed
103
CONCLUSIONI
è utilizzato da un’industria di coloranti tessili che recupera fino all’80 %
delle acque di lavaggio.
Per quanto riguarda il trattamento con le radiazioni UV, anch’esse
permettono di ottenere una buona degradazione dell’octilfenolo, quasi
paragonabile ai raggi γ, mentre gli studi con gli ultrasuoni necessitano di
maggiori approfondimenti.
I risultati raggiunti in questo lavoro di tesi incoraggiano a proseguire le
ricerche per tutti e tre i processi ossidativi, ma è importante dire che è
necessario eseguire l’analisi dei prodotti di degradazione: nel caso attuale si
è ipotizzata la formazione del 4-terz-octilcatecolo fra i primi intermedi. Poi
anch’esso sembra subire un’ossidazione, dando origine a composti alifatici
che presentano gruppi carbonilici e carbossilici. Il passo successivo
all’identificazione dei prodotti di degradazione è quello di valutarne
l’eventuale tossicità.
L’analisi ecotossicologica, dopo il trattamento per 24 ore con le radiazioni
γ dei campioni acquosi di octilfenolo, consente di concludere che la
tossicità delle soluzioni acquose viene notevolmente ridotta.
104
BIBLIOGRAFIA
Capitolo 7
BIBLIOGRAFIA
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