ALMA MATER STUDIORUM-UNIVERSITA’ DI BOLOGNA … · SCOPO DELLA TESI 5 SCOPO DELLA TESI Il problema della contaminazione delle acque ad opera di composti organici biorecalcitranti

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: Relatore:

MICHELA SARACINO Prof. ENRICO GATTAVECCHIA

Correlatore:

Dott. SALVATORE SILVANO EMMI

ISOF-CNR Bologna

Sessione II

Anno accademico 2008/2009

INDICE

1

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 Suddivisione dei tensioattivi ........................................................10

1.3 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

2

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 ULTRASUONI..................................................................................50

3.2 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

3

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 TEST SU OCTILFENOLO ...............................................................74

4.6 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

4

Capitolo 6

CONCLUSIONI.......................................................................................................103

Capitolo 7

BIBLIOGRAFIA......................................................................................................105

SCOPO DELLA TESI

5

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.

SCOPO DELLA TESI

6

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.

INTRODUZIONE

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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

INTRODUZIONE

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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.

INTRODUZIONE

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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

INTRODUZIONE

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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.

INTRODUZIONE

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R

R

O―CH₂―CH₂ ―OH

n

OH

- 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

ALCHILFENOLO POLIETOSSILATO

ALCHILFENOLO

INTRODUZIONE

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- 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

INTRODUZIONE

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TENSIOATTIVI

non ionici ionici

Alchilfenolipolietossilati

Alchilfenoli

Octilfenolo

anionicicationici(R₄N⁺X⁻) (Alchilsolfa

ti, Alchilbenzensolfonati)

anfoteri(Alchilbetaine, Solfobetaine)

Schema 1.1 Suddivisione dei tensioattivi

INTRODUZIONE

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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.

INTRODUZIONE

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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.

INTRODUZIONE

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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

INTRODUZIONE

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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 chimico-fisico 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.

INTRODUZIONE

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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.

INTRODUZIONE

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VANTAGGI SVANTAGGI

Tecniche già largamente

utilizzate, affidabili e adatte

al processo automatico

Tecniche che non eliminano in

maniera definitiva gli inquinanti

dell’acqua, ma li separano in una

matrice solida: questo produce

un rischio per l’ambiente

Possibilità di riutilizzo delle

sostanze di scarto

I solidi inquinanti che si

producono fanno aumentare i

costi del trattamento

Possono essere trattati rifiuti

in un vasto range di

concentrazione

Svantaggio economico per tutti

i metodi che utilizzano additivi

chimici

Costi contenuti Produzione di sottoprodotti

inquinanti

I metodi di clorazione

producono sostanze

cancerogene

Tabella 1.1 Principali vantaggi e svantaggi dei trattamenti tradizionali

TRATTAMENTI TRADIZIONALI

INTRODUZIONE

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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

INTRODUZIONE

21

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.

I DISORGANIZZATORI ENDOCRINI

22

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.


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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 17β-estradiolo 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.


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HO

OH

HO O

O OHHO

O

O

OH

HO O O

OHO

Lignani

CumestaniIsoflavoni

Estrogeni

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


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- 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


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- 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;


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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


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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.


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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.


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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 livello di molte strutture e funzioni 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

Figura 2.1 Le principali

ghiandole endocrine


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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


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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.


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- 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 β-galattosidasi: 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.


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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.


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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.


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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.

OH

R₁R₂

OH

Formula di struttura degli ormoni sessuali

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


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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.


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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


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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,


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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).

I PROCESSI DI OSSIDAZIONE AVANZATA

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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;


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- 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.

˙OH˙OHULTRASUONI

CATALISI

ELECTRON BEAM E

RAGGI γ

FENTON E FOTO-FENTON

O₃₃₃₃ & H₂₂₂₂O₂₂₂₂ & UV

SCARICA ELETTRICA

INQUINANTI ORGANICI

Figura 3.1 I processi di ossidazione avanzata


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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


44

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


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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


46

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.


47

TiO2 + hν → h+ + e−

Nei semiconduttori, alcune di queste coppie di elettrone fotoeccitato-vacanza 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+


48

- 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.


49

3.1.5 PROCESSI CHE UTILIZZANO LE RADIAZIONI IONIZZANTI

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


50

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


51

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


52

[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+

Figura 3.6 Prodotti radiolitici primari

Radiolysis of water (pH 3-11)

H

8%

OH

38%

H2O2

10%H2

6%

e-aq

38%

electrons 0.1-20 MeV and γ-radiation

H2O e-aq, OH, H, H2, H2O2


53

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.


54

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).


55

Reduction Potentials of radicals, V

-1

-0,5

0

0,5

1

1,5

2

2,5

3

1

VHydroxyl radical (2) (●OH, H+/ H2O)

Chlorine radical anion (Cl2●-)

Hydroxyl radical (1) (●OH/ OH-)

Oxide radical ion (O●-)

Perhydroxyl radical (1) (HO2●, H+)

Chlorine dioxide (ClO2●, H+)

Ozone (O3)

Superoxide radical (O2●-)

Hydrogen peroxide (H2O2, H+)

Perhydroxyl radical (2) (HO2●)

Chlorine (Cl2)

Hypochlorous acid (2) (HClO)

Hypochlorous acid (1) (HClO, H+)

Oxidative power

Standard R. + e- R-

References•P. Wardman, J. Phys. Chem., Ref. Data, 18,1637 (1989).•P.W. Atkins, Physical Chemistry. Fifth Edition, Oxford University Press (1994).

* Notes•A 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

(HO2��,H+/H2O2) pH=0

Figura 3.8 Potenziali di riduzione dei radicali


56

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.


57

H

˙OH

˙cattura di un elettrone

estrazione di un atomo di idrogeno addizione ai sistemi π

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.

- H2 può rimanere all’interno della soluzione e reagire con il radicale OH. 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


58

- 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

0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

G,

µµ µµm

ol/J

Radical and molecular products

Radiolysis of Water/H2O2 10 mM

pH 6-7

Serie1 0,02 0,54 0,062 0,047 0,073

e(aq) OH H H2 H2O2

Electrons 0.1-20 MeV

S. Emmi, 22 Apr 2009

no H2O2 with H2O2 10 mM

0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

G, µµ µµ

mo

l/J

Radical and molecular products

Radiolysis of Water pH 3-11

Serie1 0,28 0,28 0,062 0,047 0,073

e(aq) OH H H2 H2O2

Spinks&Woods, 3rd ed. p.260

γγγγ-rays and Electrons 0.1-20 MeV

S. Emmi, 25 Nov. 2003

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.


59

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+ •H

3.2.5 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.


60

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

•H + O2 → HO2

• k = 2,1 × 1010 M-1s-1 O2

−• + H+ ↔ HO2•


61

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.

+ ˙OH →

˙

OH

H

H

H

OH

H˙

↔O₂₂₂₂

OH

H

H

O―O˙

Il radicale OH attacca la nuvola elettronica del benzene

radicale diidrossicicloesadienile

L’ossigeno si fissa al radicale diidrossicicloesadienilico

radicale perossicicloesadienile

OH OH

OH OH


62

→- HO₂₂₂₂•

OHOH

H

H

O―O˙

˙

OH H

H

OH

In seguito avvengono le seguenti reazioni:

→

OH OH

OH OH

→

idrochinone

catecoloL’attacco di OH può avvenire anche in para

OH

OH

OH OH

idrochinonecatecoloO

O

p-benzochinone(oppure o-benzochinone)

Questi prodotti si possono trasformare in acidi organicialifatici, che possono a loro volta subire un’ossidazioneulteriore fino alla formazione di CO₂.

Ecco prodotti intermedi dell’ossidazione del fenolo

MATERIALI E TECNICHE STRUMENTALI

63

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.

59Co + 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%.


64

60Co → 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


65

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);


66

- 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.


67

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


68

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.


69

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


70

4.2 REATTORE FOTOCHIMICO

Come sorgente di radiazioni UV è stato utilizzato il reattore Rayonet RPR-100, 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


71

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


72

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).

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.

IR beam

ATR prism

sample


73

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’ BASATE SULLA

LUMINOSITÁ BATTERICA

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.


74

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).


75

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.


76

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.

Filtro Soluzione

di OP

RISULTATI E DISCUSSIONE

77

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


78

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.


79

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).


80

200 220 240 260 280 300 320 340 360 380 400

0,00

0,02

0,04

0,06

0,08

0,10

0,12

0,14

0,16

0,18

0,20

OP (12,8 µM) + γ

Assorb

anza

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).

0 Gy

606,7


81

Figura 5.3 Cinetica di degradazione di OP + γ


10

2

4

6

8

Log

(k)

OH

O3

HO2

OH OH OH OH

HO2

HO2

HO2

O2

-

O2

-

O2

-

O2

-

O2

-O3

O3

O3

OH

OH

OH OH

OH

OH

OH

OH

OH

OH

OH

OHOH

Figura 5.4 Reattività del fenolo con il radicale OH

-10 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

-0,012

-0,010

-0,008

-0,006

-0,004

-0,002

0,000

0,002

0,004

0,006

0,008 277 nm

∆O

D (

277

nm

)

Tempo, min

606,7 Gy 0 Gy

38,8 Gy


82

Tabella 5.1 Costanti cinetiche del fenolo

Figura 5.5 Spettro UV/VIS del catecolo

Phenol ·OH O2·- HO·

2 O3

k [L mol-1s-1]

C6H5(OH) 6.6 x 109 580 1.3 x 103

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

1,2,3-C6H3(OH)3 3.4 x 105

1,3,5-C6H3(OH)3 ≥ 1 x 1010 2.3 x 103


83

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.


84

200 220 240 260 280 300 320 340 360 380 400

0,00

0,02

0,04

0,06

0,08

0,10

0,12

0,14

0,16

0,18

0,20

OP (13,4 µM) + γ + TiO2

Assorb

anza

nm

Figura 5.6 Spettri UV/VIS di OP + γ + TiO2 a dosi crescenti


Figura 5.7 Cinetica di degradazione di OP + γ +

TiO2 a 277 nm

-10 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100-0,016

-0,014

-0,012

-0,010

-0,008

-0,006

-0,004

-0,002

0,000

0,002 277 nm

∆O

D (

27

7n

m)

Tempo, min

0 Gy 606,3 Gy

606,3 Gy

0 Gy


85

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

200 220 240 260 280 300 320 340 360 380 400

0,00

0,02

0,04

0,06

0,08

0,10

0,12

0,14

0,16

0,18

0,20

Assorb

anza

λ, nm

Figura 5.8 Spettri UV/VIS di OP + γ + TiO2 + H2O2 a dosi

crescenti (Dose tot = 677 Gy)

677 Gy

0 Gy

OP (14,4) + γ + TiO2 + H2O2


86

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).

-10 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110

-0,040

-0,035

-0,030

-0,025

-0,020

-0,015

-0,010

-0,005

0,000

0,005 277 nm

∆O

D (

27

7n

m)

Tempo, min

677 Gy

0 Gy


87

200 220 240 260 280 300 320 340 360 380 400

0,00

0,02

0,04

0,06

0,08

0,10

0,12

0,14

0,16

0,18

0,20

Assorb

anza

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

9,6 kGy

pretrattamento


88

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.

200 220 240 260 280 300 320 340 360 380 4000,00

0,02

0,04

0,06

0,08

0,10

0,12

0,14

0,16

0,18

0,20

Asso

rbanza

λ, nm

200 220 240 260 280 300 320 340 360 380 4000,00

0,02

0,04

0,06

0,08

0,10

0,12

0,14

0,16

0,18

0,20

Assorb

an

za

λ, nm

200 220 240 260 280 300 320 340 360 380 4000,00

0,02

0,04

0,06

0,08

0,10

0,12

0,14

0,16

0,18

0,20

Asso

rba

nza

λ, nm

200 220 240 260 280 300 320 340 360 380 4000,00

0,02

0,04

0,06

0,08

0,10

0,12

0,14

0,16

0,18

0,20

Assorb

anza

λ, nm

pretrattamento

OP + UV

pretrattamento

pretrattamento

pretrattamento

OP + UV + H2O2 + TiO2

OP + UV + TiO2

OP + UV + H2O2

Figura 5.11 Spettri UV/VIS di OP + UV, con l’aggiunta di TiO2 e di H2O2


89

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

hν

O•

+ H⁺⁺⁺⁺ + e⁻⁻⁻⁻

O₂₂₂₂

O₂₂₂₂ •⁻⁻⁻⁻

O

H•

O₂₂₂₂ •⁻⁻⁻⁻

O

OO⁻⁻⁻⁻

H+ H⁺⁺⁺⁺

R

RR

R

4-terz-octilfenolo

O

OOH

H

OH

OOH

O

-H₂₂₂₂O

OH

4 O₂₂₂₂•⁻⁻⁻⁻

OH

4-terz-octilcatecolo

R

R

R R

O


90

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-terz-octilcatecolo 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.).


91

Per quanto riguarda il processo di fotossidazione con TiO2, si può dire che le molecole organiche, sotto l’illuminazione, reagiscono con le buche foto-generate, 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.).

OH

hν, TiO₂

+ •OH

O

OOH

+

OH

OH

OH OH

hν, TiO₂

+ •OH

C

OHO

CH₂

CH₂

CH₃

……CO₂ + H₂O +

OHCH₂

CH

CH₂

OH

OH

+ ++

CH₂

CH₂

OH

OH

O

CH

CH

O

Formate

Acetate


92

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.

200 220 240 260 280 300 320 340 360 380 400

0,00

0,02

0,04

0,06

0,08

0,10

0,12

0,14

0,16

0,18

0,20

Assorb

anza

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.

OP + UV + TiO2

OP + UV + TiO2 + H2O2

OP + UV + H2O2


93

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).

200 220 240 260 280 300 320 340 360 380 400

0,00

0,02

0,04

0,06

0,08

0,10

0,12

0,14

0,16

0,18

0,20

Assorb

anza

λ, nm

Figura 5.13 Spettri UV/VIS di OP + UV + H2O2 a diversi intervalli di tempo

OP (17,5 µM)+ UV + H2O2


94

Figura 5.14 Cinetica di degradazione di OP + UV +

H2O2 a 277 nm

200 220 240 260 280 300 320 340 360 380 400

0,00

0,02

0,04

0,06

0,08

0,10

0,12

0,14

0,16

0,18

0,20

Assorb

anza

λ, nm

Figura 5.15 Spettri UV/VIS di OP + UV + H2O2 + TiO2 a

diversi intervalli di tempo

-10 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100-0,035

-0,030

-0,025

-0,020

-0,015

-0,010

-0,005

0,000

0,005

0,010 277 nm

∆O

D (

27

7n

m)

Tempo, min

OP (17,5 µM)+ UV + H2O2 + TiO2


95

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).

-10 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100-0,035

-0,030

-0,025

-0,020

-0,015

-0,010

-0,005

0,000

0,005 277 nm

∆O

D (

27

7n

m)

Tempo, min


96

OP + γ + TiO2 + H2O2 OP + UV + TiO2 + H2O2

200 220 240 260 280 300 320 340 360 380 400

0,00

0,02

0,04

0,06

0,08

0,10

0,12

0,14

0,16

0,18

0,20

Asso

rba

nza

λ, nm

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,

-10 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100-0,035

-0,030

-0,025

-0,020

-0,015

-0,010

-0,005

0,000

0,005 277 nm

∆O

D (

27

7n

m)

Tempo, min

-10 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110

-0,040

-0,035

-0,030

-0,025

-0,020

-0,015

-0,010

-0,005

0,000

0,005 277 nm

∆O

D (

27

7n

m)

Tempo, min

200 220 240 260 280 300 320 340 360 380 400

0,00

0,03

0,06

0,09

0,12

0,15

0,18

Asso

rba

nza

λ, nm


97

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.

Figura 5.18 Spettri UV/VIS di OP + US a diversi intervalli di

tempo

Figura 5.19 Cinetica di degradazione di OP + US

a 277 nm

200 220 240 260 280 300 320 340 360 380 400

0,00

0,02

0,04

0,06

0,08

0,10

0,12

0,14

0,16

0,18

0,20

Assorb

anza

λ, nm

0 20 40 60 80 100 120 140 160

-0,008

-0,006

-0,004

-0,002

0,000

0,002 277 nm

∆O

D (

27

7n

m)

Tempo, min

OP (11,6 µΜ) + US


98

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.


99

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.

OH

C=O Spettro alla fine del

trattamento

Spettro al tempo 0

D i C o m p r e g i o n


100

Figura 5.21 Profili di concentrazione dei gruppi OH e C=O

Figura 5.22 Spettro IR di OP risolto nel tempo

OH

C=O

3D VIEW

λ ~ 1640 cm-1

λ ~ 3000cm-1


101

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.


102

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.

CONCLUSIONI

103

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

CONCLUSIONI

104

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.

BIBLIOGRAFIA

105

Capitolo 7

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