Wyniki wyszukiwania - BazTech

Ograniczanie wyników

2 2012

Znaleziono wyników: 2

Liczba wyników na stronie

Wyniki wyszukiwania

Sortuj według:

Ogranicz wyniki do:

Biosorption of uranium (VI) from natural water

Stelmaszuk W, Nikovskaya G

Rocznik Ochrona Środowiska

2012

Tom 14

274--284

Celem pracy było zbadanie sorpcji różnych form uranu (VI) przez mikroorganizmy z naturalnej wody. W procesach samooczyszczenia wodnych ekosystemów ważną rolę odgrywają mikroorganizmy. Ustalono, że praktycznie wszystkie mikroorganizmy mogą adsorbować jony UO22+ z roztworów wodnych, jednak możliwość biosorpcji najbardziej charakterystycznych dla naturalnej wody organicznych kompleksów uranylu do chwili obecnej nie została zbadana. W badaniach wykorzystywano wodę z Dniepru o pH = 6.8 i następujących zanieczyszczeniach (w mg/dm3): siarczany – 500; chlorki – 350; żelazo – 0,3; mangan – 0,1; miedz – 1,0; glin – 0,5; sucha pozostałość – 1000. Stężenie uranu w wodzie Dniepru jest zmienne i wynosi około 5x10-5 mg/dm3 – jednak w wodach innych rzek i zbiornikach wodnych Ukrainy wynosi ono od 104 do 5x10-5 mg/dm3. Do eksperymentu wykorzystywano wodę z rzeki do której dodawano związki uranu. Jako biosorbent uranu (VI) zastosowano mikroorganizm osadu czynnego wykorzystywane w stacji oczyszczania ścieków komunalnych z charakterystyczną dla osadu czynnego znaczącą ilością bakterii Zoogloea ramigera. Kłaczki osadu czynnego posiadają rozwiniętą strukturę porowatą, a więc i stosunkowo wysoką pojemność adsorpcyjną oraz zdolność do sedymentacji. Stężenie biomasy w zawiesinie określano poprzez wysuszenie w temperaturze 105 st C. Jednym z najważniejszych czynników determinujących zachowanie się związków uranu (VI) w wodzie i jego adsorpcja z roztworów wodnych jest jej pH. W pracy zbadano wpływ pH na efektywność sorpcji. Równowagę sorpcyjna ustalono na 40 min. Maksymalny efekt wzajemnego oddziaływania obserwowano dla pH = 4,0÷4,3 gdy metal znajdował się w postaci rozpuszczalnych kationów UO22+. Dla wartości obojętnych pH = 6,0÷6,8 następowało zmniejszenie biosorpcji uranylu, w porównaniu z środowiskiem bardziej kwaśnym, na co wpływały powstające hydrokompleksy z mniejszym ładunkiem – [UO2OH]+, [(UO2)3(OH)5]+, [UO2(OH)2]. Cechą charakterystyczną zależności biosorpcji uranylu od pH≥8 jest wzrost stężenia uranu (VI) w formie ujemnie naładowanych jonów rozpuszczalnych w wodzie: jonów UO4 2-, U2O72- i U3O10 2- oraz kompleksów węglanowych uranyl [UO2(CO3)3]4-. Wyniki eksperymentu przedstawione na rys. 1 (krzywa 2) wskazują, że w przedziale pH = 4÷9 sorpcja fulwokompleksu uranylu jest tylko nieznacznie zależna od kwasowości wody i znacznie mniej efektywna niż wolnego jonu uranylu. Wykonane badania potwierdziły, że bakterie osadu czynnego efektywnie adsorbują uran (VI) w postaci jonów i hydrokompleksów, jednak w formie organicznych kompleksów nie obserwowano wzajemnego oddziaływania, interakcji uranu z komórkami.

Adsorption of sodium cyanide on activated carbon

Stelmaszuk W

Rocznik Ochrona Środowiska

2012

Tom 14

225--246

Katastrofy i awarie chemiczne spowodowały wielokrotnie skażenie środowiska przyrodniczego, zatrucia i śmierć ludzi. Zagrożenie skażeniami ludności i środowiska naturalnego można rozpatrywać w czterech aspektach: zatruć ludzi i skażeń w zakładach stosujących cyjanki w procesach technologicznych, awarii i katastrof chemicznych, akcji terrorystycznych i dywersyjnych z zastosowaniem trucizn sabotażowo- dywersyjnych, działań wojennych z zastosowaniem środków trujących lub w wyniku których zostaną uszkodzone zakłady i instalacje stosujące cyjanki w procesach technologicznych. Zbadano adsorpcję cyjanku sodu z roztworów wodnych na polskich przemysłowych węglach aktywnych ML, CWZ-3, Cf, AG-5, AG-2u, N, AHD oraz węglach aktywnych otrzymanych przez autora w warunkach laboratoryjnych WP/W, WS-10, WS-11, WS-12, WS-13, WS-14, WS-15, WS-16. Izotermy adsorpcji cyjanku sodu dla wyżej wymienionych węgli aktywnych wyznaczono dla szeregu stężeń początkowych od 10 mg/dm3 do 1000 mg/dm3 (ML, CWZ-3, Cf, AG-5, AG-2u, N, AHD) oraz dla stężeń początkowych od 10 mg/dm3 do 1500 mg/dm3 (WP/W, WS-10, WS-11, WS-12, WS-13, WS-14, WS-15, WS-16) dla ustalonej równowagi sorpcyjnej. Do opisów procesu adsorpcji cyjanku sodu z roztworów wodnych z wykorzystaniem węgli aktywnych zastosowano równania izoterm adsorpcji Freundlicha, Langmuira, BET, Dubinina-Astachowa – wyznaczono współczynniki wymienionych równań. W oparciu o równania izotermy adsorpcji Langmuira i BET wyznaczono pojemności warstwy adsorpcyjnej oraz powierzchnie właściwe sorbentów. Stwierdzono, że najwyższe pojemności sorpcyjne w stosunku do cyjanku sodu posiadają węgle aktywne WS-14, WS-15, WS-12 i ML, najniższe zaś węgle AHD oraz N. Wykazano, że wielkość adsorpcji cyjanku sodu na badanych węglach aktywnych zależna jest od wartości współczynników k oraz n równania Freundlicha. Większa wartość współczynnika k odpowiadała większej pojemności adsorpcyjnej węgla aktywnego. W ujęciu termodynamicznym współczynnik n równania Freundlicha jest przyjmowany jako stała oddziaływania między adsorbowanymi cząsteczkami. Zwykle n jest większe od jedności, co oznacza, że adsorbowane molekuły odpychają się. Stała B równania Dubinina-Astachowa (dla n = 1) może więc zostać przyjęta jako wielkość określająca siłę wzajemnego odpychania się adsorbowanych cząsteczek. Do analizy procesu adsorpcji cyjanku sodu z roztworów wodnych z uwzględnieniem parametrów energetycznych (E), granicznej pojemności adsorpcyjnej (Va) i struktury mikroporowatej (B) zastosowano równanie Dubinina-Astachowa. Ustalono zależności pomiędzy wartością stałej B = (2,303R/E)n równania Dubinina-Astachowa (dla wykładnika potęgowego n = 1) a współczynnikiem 1/n równania Freundlicha. Stwierdzono, że większej wartości współczynnika n równania Freundlicha odpowiada mniejsza wartość stałej B. Im więc jest mniejsza wartość stałej B (dla n = 1 i danego węgla) tym wzajemne oddziaływania cząsteczek adsorbatu jest intensywniejsze. Zależność stałej B równania Dubinina-Astachowa od stałej 1/n równania Freundlicha może być opisana wzorem: B • 102 = 1,27/n. Wyznaczono według równania Dubnina-Astachowa, charakterystyczną energię adsorpcji E dla analizowanych węgli aktywnych. Dla wykładnika potęgowego n = 1 równania DA wynoszą one od 4,07 kJ/mol dla węgla Cf do 12,86 dla węgla ML i 13,99 dla węgla WS-13, dla n = 2 wartości parametru energetycznego E wynoszą od 15,17 kJ/mol do 27,29 kJ/mol, zaś dla n = 3 wartość E zawiera się w granicach od 21,57 kJ/mol do 30,18 kJ/mol. Graniczna wielkość adsorpcji ao i graniczna objętość adsorpcyjna Va wraz ze wzrostem wykładnika potęgowego równania Dubinina-Astachowa zmniejsza się, co prowadzi do wniosku, że liczba moli (tj. ao) potrzebna do zapełnienia ciekłym adsorbatem mikroporów 1 grama adsorbenta zmniejsza się wraz ze wzrostem wykładnika potęgowego równania Dubinina-Astachowa. Współczynniki korelacji dla wszystkich analizowanych izoterm adsorpcji jest wysoki i bliski jedności. Świadczy to o wysokiej zgodności danych eksperymentalnych adsorpcji cyjanku sodu z roztworów wodnych z równaniami Freundlicha, Langmuira, BET i Dubinina-Astachowa.