مروری بر روش‌های نوين حذف آلودگیهای محيط زيست: فرآيندهای فتولیز و UV/H2O2
محورهای موضوعی : مطالعات آزمایشگاهی و میدانی در مورد اصلاح/کاهش آلودگی محیطی از طریق تکنیک های نوظهور
1 - گروه شيمی، دانشگاه لاورن، لوس آنجلس، کاليفرنيا، ايالات متحده آمريکا
کلید واژه: فرآيند فوتولیز, UV/H2O2, آلایندههای رنگزا, آلایندههای دارویی,
چکیده مقاله :
آلایندههای آلی نظیر ترکیبات رنگزا، ترکیبات دارویی، آفت‌کش‌ها و غیره به طور فزاینده‌ای در منابع آب یافت میشوند و بنابراین باید با فناوریهای نوین تصفیه آب کنترل شوند. فناوریهای اکسیداسیون پیشرفته اغلب به عنوان یک روش موثر برای حذف آلایندههای آلی استفاده میشوند. فرآيند UV/H2O2 نتایج قابل قبولی را در حذف طیف وسیعی از آلایندههای مذکور نشان داده است. در این مقاله، مروری بر کارآیی فرآيندهای فوتولیز و UV/H2O2 در حذف آلایندههای آلی صورت گرفته و نتایج مهم حاصله گزارش گردیده است.
Organic contaminants, such as dye pollutants, pharmaceutical compounds, pesticides, etc. are increasingly found in water sources, and therefore need to be controlled by modern water treatment technologies. Advanced oxidation processes are often used as an effective method to remove organic contaminants. UV/H2O2 process has shown acceptable results for removing a wide range of mentioned pollutants. In this paper, the efficiency of photolysis and UV/H2O2 processes in removing organic contaminants were reviewed, and then, the significant results obtained were reported.
[1] Crittenden, J.C., Trussell, R.R., Hand, D.W., Howe, K.J., Tchobanoglous, G., MWH's Water treatment: Principles and design. John Wiley & Sons, 2012.
[2] Drewes, J.E., Khan, S.J., Water quality & treatment: A handbook on drinking water. New York: McGraw-Hill, 2011.
[3] Daneshvar, N., Salari, D., Khataee, A.R., 2004, Photocatalytic degradation of azo dye acid red 14 in water on ZnO as an alternative catalyst to TiO2, Journal of Photochemistry and Photobiology A: Chemistry, 162, 317.
[4] Behnajady, M.A., Modirshahla, N., Daneshvar, N., Rabbani, M., 2007, Photocatalytic degradation of C.I. Acid Red 27 by immobilized ZnO on glass plates in continuous-mode, Journal of Hazardous Materials, 140, 257.
[5] Hoffmann, M.R., Martin, S.T., Choi, W., Bahnemann, D.W., 1995, Environmental applications of semiconductor photocatalysis, Chemical Reviews, 95, 69.
[6] Eskandarloo, H., Badiei, A., Behnajady, M.A., 2015, Optimization of UV/inorganic oxidants system efficiency for photooxidative removal of an azo textile dye, Desalination and Water Treatment 55, 226.
[7] Legrini, O., Oliveros, E., Braun, A.M., 1993, Photochemical processes for water treatment, Chemical Reviews, 93, 671.
[8] Al mamoni, F., Sans, C., Esplugas, S., 2004, A comparative study of the advanced oxidation of 2,4 - dichlorophenol, Journal of Hazardous Materials, 107, 123.
[9] Behnajady, M.A., Modirshahla, N., Fathi, H., 2006, Kinetics of decolorization of an azo dye in UV alone and UV/H2O2 processes, Journal of Hazardous Materials, 136, 816.
[10] Hong, A., Lee, J., Cha, Y., Zoh, K.-D., 2022, Propiconazole degradation and its toxicity removal during UV/H2O2 and UV photolysis processes, Chemosphere, 302, 134876.
[11] Modirshahla, N., Behnajady, M.A., 2006, Photooxidative degradation of Malachite Green )MG( by UV/H2O2: Influence of operational parameters and kinetic modeling, Dyes and Pigments, 70, 54.
[12] Behnajady, M.A., Modirshahla, N., Shokri, M., 2004, Photodestruction of Acid Orange 7 )AO7( in aqueous solutions by UV/H2O2: Influence of operational parameters, Chemosphere, 55, 129.
[13] Daneshvar, N., Rabbani, M., Modirshahla, N., Behnajady, M.A., 2004, Critical effect of hydrogen peroxide concentration in photochemical oxidative degradation of C.I. Acid Red 27 )AR27(, Chemosphere, 56, 895
[14] Saeid, S., Behnajady, M.A., 2015, Photooxidative removal of phenazopyridine by UV/H2O2 process in a batch re-circulated annular photoreactor: Influence of operational parameters, Oriental Journal of Chemistry, 31, 1211.
[15] Daneshvar, N., Salari, D., Behnajady, M.A., 2002, Decomposition of anionic sodium dodecylbenzene sulfonate by UV/TiO2 and UV/H2O2 processes: A comparison of reaction rates, Iranian Journal of Chemistry & Chemical Engineering, 21, 55.
[16] Basturk, E., Karatas, M., 2015, Decolorization of antraquinone dye Reactive Blue 181 solution by UV/H2O2 process, Journal of Photochemistry and Photobiology A: Chemistry, 299, 67.
[17] Modirshahla, N., Behnajady, M.A., Rahbarfam, R., Hassani, A., 2012, Effects of operational parameters on decolorization of C.I. Acid Red 88 by UV/H2O2 process: Evaluation of electrical energy consumption, Clean - Soil, Air, Water, 40, 298.
[18] Raducan, A., Bogdan, D., Galaon, T., Oancea, P., 2022, Oxidative removal of Fast Green FCF and Ponceaux 4R dyes by H2O2/NaHCO3, UV and H2O2/UV processes: A comparative study, Journal of Photochemistry and Photobiology A: Chemistry, 431, 114040.
[19] Majcen-Le Marechal, A., Slokar, Y.M., Taufer, T., 1997, Decoloration of chlorotriazine reactive azo dyes with H2O2/UV, Dyes and Pigments, 33, 281.
[20] El-Dein, A.M., Libra, J.A., Wiesmann, U., 2001, Kinetics of decolorization and mineralization of the azo dye reactive black 5 by hydrogen peroxide and UV light, Water Science and Technology, 44, 295.
[21] Georgiou, D., Melidis, P., Aivasidis, A., Gimouhopoulos, K., 2002, Degradation of azo-reactive dyes by ultraviolet radiation in the presence of hydrogen peroxide, Dyes and Pigments, 52, 69.
[22] Cisneros, R.L., Espinoza, A.G., Litter, M.I., 2002, Photodegradation of an azo dye of the textile industry, Chemosphere, 48, 393.
[23] Neamtu, M., Siminiceanu, I., Yediler, A., Kettrup, A., 2002, Kinetics of decolorization and mineralization of reactive azo dyes in aqueous solution by the UV/H2O2 oxidation, Dyes and Pigments, 53, 93.
[24] Shu, H.-Y., Chang, M.-C., 2005, Decolorization and mineralization of a phthalocyanine dye C.I. Direct Blue 199 using UV/H2O2 process, Journal of Hazardous Materials, 125, 96.
[25] Kusic, H., Koprivanac, N., Loncaric-Bozic, A., Papic, S., Peternel, I., Vujevic, D., 2006, Reactive dye degradation by AOPs; Development of a kinetic model for UV/H2O2 process, Chemical and Biochemical Engineering Quarterly, 20, 293.
[26] Rodríguez, E., Peche, R., Merino, J.M., Camarero, L.M., 2007, Decoloring of aqueous solutions of indigocarmine dye in an acid medium by H2O2/UV advanced oxidation, Environmental Engineering Science, 24, 363.
[27] Abdullah, F.H., Rauf, M.A., Ashraf, S.S., 2007, Kinetics and optimization of photolytic decoloration of carmine by UV/H2O2, Dyes and Pigments, 75, 194.
[28] Aleboyeh, A., Olya, M.E., Aleboyeh, H., 2008, Electrical energy determination for an azo dye decolorization and mineralization by UV/H2O2 advanced oxidation process, Chemical Engineering Journal, 137, 518.
[29] Alhamedi, F.H., Rauf, M.A., Ashraf, S.S., 2009, Degradation studies of Rhodamine B in the presence of UV/H2O2, Desalination, 239, 159.
[30] Elmorsi, T.M., Riyad, Y.M., Mohamed, Z.H., Abd El Bary, H.M.H., 2010, Decolorization of Mordant red 73 azo dye in water using H2O2/UV and photo-Fenton treatment, Journal of Hazardous Materials, 174, 352.
[31] Khataee, A.R., Habibi, B., 2010, Photochemical oxidative decolorization of C. I. basic red 46 by UV/H2O2 process: Optimization using response surface methodology and kinetic modeling, Desalination and Water Treatment, 16, 243.
[32] Kasiri, M.B., Khataee, A.R., 2011, Photooxidative decolorization of two organic dyes with different chemical structures by UV/H2O2 process: Experimental design, Desalination, 270, 151.
[33] Haji, S., Benstaali, B., Al-Bastaki, N., 2011, Degradation of methyl orange by UV/H2O2 advanced oxidation process, Chemical Engineering Journal, 168, 134.
[34] Kasiri, M.B., Khataee, A.R., 2012, Removal of organic dyes by UV/H2O2 process: modelling and optimization, Environmental Technology, 33, 1417.
[35] Narayanasamy, L., Murugesan, T., 2014, Degradation of Alizarin Yellow R using UV/H2O2 advanced oxidation process, Environmental Progress & Sustainable Energy, 33, 482.
[36] Ding, X., Gutierrez, L., Croue, J.-P., Li, M., Wang, L., Wang, Y., 2020, Hydroxyl and sulfate radical-based oxidation of RhB dye in UV/H2O2 and UV/persulfate systems: Kinetics, mechanisms, and comparison, Chemosphere, 253, 126655.
[37] Saeid, S., Behnajady, M.A., Tolvanen, P., Salmi, T., 2018, Optimization of photooxidative removal of phenazopyridine from water, Russian Journal of Physical Chemistry A, 92, 876.
[38] Xin, X., Sun, S., Zhou, A., Wang, M., Song, Y., Zhao, Q., Jia, R., 2020, Sulfadimethoxine photodegradation in UV-C/H2O2 system: Reaction kinetics, degradation pathways, and toxicity, Journal of Water Process Engineering, 36, 101293.
[39] Andreozzi, R., Caprio, V., Marotta, R., Radovnikovic, A., 2003, Ozonation and H2O2/UV treatment of clofibric acid in water: a kinetic investigation, Journal of Hazardous Materials, 103, 233.
[40] Vogna, D., Marotta, R., Andreozzi, R., Napolitano, A., D’ischia, M., 2004, Kinetic and chemical assessment of the UV/H2O2 treatment of antiepileptic drug carbamazepine, Chemosphere, 54, 497.
[41] Ocampo-Pérez, R., Sánchez-Polo, M., Rivera-Utrilla, J., Leyva-Ramos, R., 2010, Degradation of antineoplastic cytarabine in aqueous phase by advanced oxidation processes based on ultraviolet radiation, Chemical Engineering Journal, 165, 581.
[42] Jung, Y.J., Kim, W.G., Yoon, Y., Kang, J.-W., Hong, Y.M., Kim, H.W., 2012, Removal of amoxicillin by UV and UV/H2O2 processes, Science of the Total Environment, 420, 160.
[43] Dai, C.-M., Zhou, X.-F., Zhang, Y.-L., Duan, Y.-P., Qiang, Z.-M., Zhang, T.C., 2012, Comparative study of the degradation of carbamazepine in water by advanced oxidation processes, Environmental Technology, 33, 1101.
[44] Deng, J., Shao, Y., Gao, N., Xia, S., Tan, C., Zhou, S., Hu, X., 2013, Degradation of the antiepileptic drug carbamazepine upon different UV-based advanced oxidation processes in water, Chemical Engineering Journal, 222, 150.
[45] Rocha, O.R.S., Pinheiro, R.B., Duarte, M.M.M.B., Dantas, R.F., Ferreira, A.P., Benachour, M., Da Silva, V.L., 2013, Degradation of the antibiotic chloramphenicol using photolysis and advanced oxidation process with UVC and solar radiation, Desalination and Water Treatment, 51, 7269.
[46] Zuorro, A., Fidaleo, M., Fidaleo, M., Lavecchia, R., 2014, Degradation and antibiotic activity reduction of chloramphenicol in aqueous solution by UV/H2O2 process, Journal of Environmental Management, 133, 302.
[47] Borowska, E., Felis, E., Miksch, K., 2015, Degradation of sulfamethoxazole using UV and UV/H2O2 processes, Journal of Advanced Oxidation Technologies, 18, 69.
[48] De Souza Santos, L.V., Meireles, A.M., Lange, L.C., 2015, Degradation of antibiotics norfloxacin by Fenton, UV and UV/H2O2, Journal of Environmental Management, 154, 8.
[49] Dogan, S., Kidak, R., 2016, A plug flow reactor model for UV-based oxidation of amoxicillin, Desalination and Water Treatment, 57, 13586.
[50] García-Galán, M.J., Anfruns, A., Gonzalez-Olmos, R., Rodriguez-Mozaz, S., Comas, J., 2016, Advanced oxidation of the antibiotic sulfapyridine by UV/H2O2: Characterization of its transformation products and ecotoxicological implications, Chemosphere, 147, 451.
[51] Ou, H.-S., Ye, J.-S., Ma, S., Wei, C.-H., Gao, N.-Y., He, J.-Z., 2016, Degradation of ciprofloxacin by UV and UV/H2O2 via multiple-wavelength ultraviolet light-emitting diodes: Effectiveness, intermediates and antibacterial activity, Chemical Engineering Journal, 289, 391.
[52] Shankaraiah, G., Poodari, S., Bhagawan, D., Himabindu, V., Vidyavathi, S., 2016, Degradation of antibiotic norfloxacin in aqueous solution using advanced oxidation processes (AOPs) – A comparative study, Desalination and Water Treatment, 57, 27804.
[53] Shankaraiah, G., Saritha, P., Bhagawan, D.,. Himabindu, V, Vidyavathi, S., 2017, Photochemical oxidation of antibiotic gemifloxacin in aqueous solutions – A comparative study, South African Journal of Chemical Engineering, 24, 8.
[54] Wang, F., Wang, W., Yuan, S., Wang, W., Hu, Z.-H., 2017, Comparison of UV/H2O2 and UV/PS processes for the degradation of thiamphenicol in aqueous solution, Journal of Photochemistry and Photobiology A: Chemistry, 348, 79.
[55] Wang, F., Wang, W., Yuan, S., Wang, W., Hu, Z.-H., 2018, Removal of ciprofloxacin using modified advanced oxidation processes: Kinetics, pathways and process optimization, Journal of Cleaner Production, 171, 1203.
[56] Lin, C.-C., Wu, M.-S., 2018, Feasibility of using UV/H2O2 process to degrade sulfamethazine in aqueous solutions in a large photoreactor, Journal of Photochemistry and Photobiology A: Chemistry, 367, 446.
[57] Chen, L., Cai, T., Cheng, C., Xiong, Z., Ding, D., 2018, Degradation of acetamiprid in UV/H2O2 and UV/persulfate systems: A comparative study, Chemical Engineering Journal, 351, 1137.
[58] Shokri, R., Jalilzadeh Yengejeh, R., Babaei, A.A., Derikvand, E., Almasi, A., 2020, UV activation of hydrogen peroxide for removal of azithromycin antibiotic from aqueous solution: determination of optimum conditions by response surface methodology, Toxin Reviews, 39, 284.
[59] Khorsandi, H., Teymori, M., Aghapour, A.A., Jafari, S.J., Taghipour, S., Bargeshadi, R., 2019, Photodegradation of ceftriaxone in aqueous solution by using UVC and UVC/H2O2 oxidation processes, Applied Water Science, 9, 81.
[60] Sierra, R.S.C., Zúñiga-Benítez, H., Peñuela, G.A., 2020, Experimental data on antibiotic cephalexin removal using hydrogen peroxide and simulated sunlight radiation at lab scale: Effects of pH and H2O2, Data in Brief, 30, 105437.
[61] Liu, X., Liu, Y., Lu, S., Wang, Z., Wang, Y., Zhang, G., Guo, X., Guo, W., Zhang, T., Xi, B., 2020, Degradation difference of ofloxacin and levofloxacin by UV/H2O2 and UV/PS (persulfate): Efficiency, factors and mechanism, Chemical Engineering Journal, 385, 123987.
[62] Dong, W., Yang, C., Zhang, L., Su, Q., Zou, X., Xu, W., Gao, X., Xie, K., Wang, W., 2021, Highly efficient UV/H2O2 technology for the removal of nifedipine antibiotics: Kinetics, co-existing anions and degradation pathways, Chemical Engineering Journal, 16, e0258483.
[63] Daneshvar, N., Zorriyeh Asghar, Y., Behnajady, M.A., 2007, Photooxidative degradation of 4-nitrophenol (4-NP) in UV/H2O2 process: Influence of operational parameters and reaction mechanism, Journal of Hazardous Materials, 139, 275.
[64] Lee, Y.-M., Lee, G., Zoh, K.-D., 2021, Benzophenone-3 degradation via UV/H2O2 and UV/persulfate reactions, Journal of Hazardous Materials, 403, 123591.
[65] Lopez-Alvarez, B., Villegas-Guzman, P., Peñuela, G.A., Torres-Palma, R.A., 2016, Degradation of a toxic mixture of the pesticides carbofuran and iprodione by UV/H2O2: Evaluation of parameters and implications of the degradation pathways on the synergistic effects, Water, Air, & Soil Pollution, 227, 215.
[66] Adak, A., Das, I., Mondal, B., Koner, S., Datta, P., Blaney, L., 2019, Degradation of 2,4-dichlorophenoxyacetic acid by UV 253.7 and UV-H2O2: Reaction kinetics and effects of interfering substances, Emerging Contaminants, 5, 53.
[67] Angeli, S., Adams, E., Masceno, G.P., Lima, R.M., Utzig, L.M., Rodrigues-Silva, F., Prola, L.D.T., Freitas, A.M., Liz, M.V., 2021, Toxicity assays of commercial Chlorpyrifos under UV/H2O2 and UVC photolysis treatments, Water, Air, & Soil Pollution, 232, 353.
دوره 1، شماره 1، پیاپی 1 بهار 1403، صفحات 20-1 |
دانشگاه آزاد اسلامی واحد تبریز
فصلنامه آلودگیهای محیطی و توسعه پایدار شهری
"مقاله مروری"
مروري بر روشهاي نوين حذف آلودگي‌هاي محيط زيست: فرآيندهاي فوتولیز و UV/H2O2
حامد اسکندرلو*
استادیار گروه شيمي، دانشگاه لاورن، لوس آنجلس، کاليفرنيا، ايالات متحده آمريکا
*نویسنده مسئول مکاتبات: heskandarloo@laverne.edu
(دریافت مقاله: 22/05/1402، پذیرش نهایی: 17/07/1402)
چکیده
آلایندههای آلی نظیر ترکیبات رنگزا، ترکیبات دارویی، آفت‌کش‌ها و غیره به طور فزاینده‌ای در منابع آب یافت میشوند و بنابراین باید با فناوریهای نوین تصفیه آب کنترل شوند. فنآوریهای اکسیداسیون پیشرفته اغلب به عنوان یک روش موثر برای حذف آلایندههای آلی استفاده میشوند. فرآيند UV/H2O2 نتایج قابل قبولی را در حذف طیف وسیعی از آلایندههای مذکور نشان داده است. در این مقاله، مروری بر کارآیی فرآيندهاي فوتولیز و UV/H2O2 در حذف آلایندههای آلی صورت گرفته و نتایج مهم حاصله گزارش گردیده است.
واژه‌های کلیدی: فرآيند فوتولیز، UV/H2O2، آلایندههای رنگزا، آلایندههای دارویی
مقدمه
افزايش جمعيت جهان و کاهش منابع آب آشاميدني، نگرانيهايي را درباره تامين آب آشاميدني مورد نياز کشورهاي مختلف در سراسر جهان به وجود آورده است و کمبود آب که در نتيجه افزايش آلودگي‌هاي زيست محيطي شدت پيدا مي‌کند، سبب شده است تامين آب بهداشتي مورد نياز مردم به يکي از مشکلات اساسي جهان امروز تبديل شود. امراض ناشي از آلودگي منابع آب، روزانه سبب کشته شدن هزاران و شايد ده‌ها هزار نفر از مردم جهان ميشود، اين در حالي است که امکان بازيافت آب، دسترسي به يک منبع مناسب براي مصارف گوناگون را فراهم خواهد آورد (1). از طرف ديگر، مصرف خانگي و فعاليت صنعتي به ويژه در كشورهاي توسعه يافته، مقدار قابل توجهی از پس‌مانده‌هاي فاضلاب، توليد مي‌كنند. اين فاضلاب‌ها مستقيماً به كانال‌هاي طبيعي وارد مي‌شوند و آثار مخربي را در محيط زيست به وجود مي‌آورند. در دهه اخير، روان آب‌هاي شهري به دليل پيشرفت‌هاي چشمگير در روند شهرنشيني و صنعتي شدن شهرها، حاوي انواع آلايندهها ميباشند (2). فرآيندهاي شيميايي و فيزيکي متنوعي نظير رسوب‌دهي شيميايي و جداسازي آلايندهها، انعقاد، الکتروانعقاد، حذف با جذب سطحي بر روي کربن فعال و غيره براي از بين بردن آلايندهها مورد استفاده قرار گرفته است. مشکل اساسي اين روشها اين است که قادر به تخريب آلايندهها نبوده و صرفاً آنها را از يک فاز به فاز ديگري منتقل ميکنند، در نتيجه فاز جديدي از آلايندهها توليد ميشود و مشکل اصلي حل نشده باقي ميماند (3). از نقطه نظر شيميايي و اقتصادي يک فرآیند ايدهآل بايد قادر به تخريب انواع مختلف آلاينده‌های آلي به مواد غيرسمي و يا به عبارت ديگر اکسيداسيون کامل آنها باشد (4).
در طي سال‌هاي اخير دستهاي از روشها موسوم به فرآيندهاي اکسايش پيشرفته که جزو روشهاي تصفيه شيميايي محسوب میگردند مورد توجه قرار گرفتهاند. فرآيندهاي اکسايش پيشرفته به عنوان يک روش مؤثر در تخريب آلايندهها هستند. اساس اين فرآيندها تشکيل اجزاء فوقالعاده فعالي نظير راديکالهاي هيدروکسيل است. به نحوی که قادر به اکسايش طيف وسيعي از آلايندهها ميباشند (3). فرآيندهاي اكسيداسيون پيشرفته به سه دسته فرآيندهاي اكسيداسيوني همگن، اكسيداسيوني ناهمگن و فرآيندهاي ترکیبی اکسیداسیون پیشرفته تقسيم‌بندي مي‌شوند.
در فرآيندهاي اكسيداسيوني همگن از تركيب اشعه ماوراء بنفش با يك اكسيد‌كننده نظير H2O2 و يا O3 استفاده ميشود و در فرآيندهاي اكسيداسيوني ناهمگن از تركيب اشعه ماوراء بنفش و يك فوتوكاتاليزور نيمه رسانا نظير TiO2 استفاده ميشود. در فرآيندهاي ترکیبی اکسیداسیون پیشرفته نیز از ترکیب دستجات مختلف این فرآیندها به منظور حذف موثرتر آلایندهها بهره برده میشود (5).
بطور كلي فرآيندهاي اكسيداسيون پيشرفته بر واكنش‌هاي تخريبي اكسيداسيوني متكي هستند، كه در طي اين فرآيندها راديكال‌هاي آلي در اثر فوتوليز آلاينده آلي و يا از طريق واكنش با راديكال هيدروكسيل توليد مي‌گردند. در مرحله بعد حدواسط‌هاي راديكالي حاصله توسط اكسيژن محلول به دام افتاده و از طريق راديكال‌هاي پراكسي و پراكسيدها منجر به پيشرفت و در نهايت كامل شدن فرآيند معدني‌سازي مي‌شوند (6).
در مقاله مروری حاضر، مطالعه جامعی بر روی مهمترین تحقیقات انجام شده در زمینه حذف آلودگیهای محیطی توسط فرآيندهاي فوتولیز و UV/H2O2 صورت گرفته است.
فرآيندهاي اکسيداسيون پيشرفته همگن
فرآيندهاي اکسيداسيون پيشرفته همگن را میتوان به سه دسته شیمیایی، فیزیکی و فوتوشیمیایی تقسیم‌بندی نمود. در شکل (1) به مهمترین موارد هر شاخه اشاره شده است. در ادامه نیز به اصول و نتایج تحقیقات صورت گرفته بر روی فرایندهای فوتولیز و UV/H2O2 که از مهمترین شاخه‌های فرآيندهاي اکسيداسيون پيشرفته همگن فوتوشیمیایی می‌باشند، پرداخته خواهد شد (7).
شکل (1): انواع فرآيندهای اکسيداسيون پيشرفته همگن
- فوتوليز با تابش اشعه ماوراء بنفش
اشعه ماوراء بنفش1 (UV) به محدوده‌اي از امواج الکترومغناطيس اطلاق ميشود که در ناحيه نامرئی طيف نوري، در محدوده طول موج 40٠–100 نانومتر قرار دارد و میتواند به 4 ناحیه UV-A، UV-B، UV-C و Vacuum-UV تقسیم‌بندی شود. کاربرد پرتو ماوراء بنفش نزديک به حدود يک قرن است که مورد توجه قرارگرفته است. چرا که در طبيعت تحت تابش نور خورشيد گندزدايي به طور طبيعي انجام ميشود. پرتو ماوراء بنفش از دسته پرتوهاي پرانرژی بوده و بيشتر خواص و کاربردهاي آن به خاطر همين انرژي زياد آن مي‌باشد.
اکثر لامپهاي UV كه در تصفيه پساب مورد استفاده قرار مي‌گيرند داراي طول موج
٢٥٤ نانومتر ميباشند. پرتو ماوراء بنفش به طور طبيعي در نور خورشيد نیز وجود دارد. در واقع در طبيعت انجام عمل ضدعفونی و کنترل رشد میکروارگانیسم‌ها به همين طريق انجام ميشود. دليل موثر بودن نور آفتاب در پاکيزگي بهتر لباس‌هاي شسته شده و همچنين زرد شدن و تغيير رنگ کاغذ و برخي از پارچه‌هايي که مدام در نور آفتاب قرار دارند وجود همين پرتو در نور خورشيد میباشد.
توليد مصنوعي اين پرتو با تخليه الکتريکي در بخار جيوه در لامپهاي مربوطه انجام ميشود. مشخصه فيزيکي تخليه الکتريکي در بخار جيوه، توليد چند طيف مشخص و ناپيوسته است که دو طيف ١٨٥ و ٢٥٤ نانومتر آن در ناحيه پرتو ماوراء بنفش و بقیه در ناحيه مرئي قرار مي‌گيرند. طول موج ٢٥٤ نانومتر بيشترين شدت را نسبت به ديگر طول موج‌ها داشته و دارای خاصيت ميکروب‌کشي است. بنابراين در اكثر فرآيندهاي اكسايش پيشرفته از اشعه ماوراء بنفش كه از لامپهاي UV-C ساطع ميشود به عنوان منبع نور استفاده ميشود. لامپهاي مولد پرتو ماوراء بنفش سه دسته‌اند:
١. لامپهاي کم فشار
٢. لامپهاي با فشار متوسط
٣. لامپهاي پر فشار
در اكثر سيستم‌هاي تصفيه آب با استفاده از پرتوهاي ماوراء بنفش، براي توليد اشعه ماوراء بنفش UV-C از لامپهاي كم فشار محتوي بخار جيوه استفاده ميشود. در حدود 90 درصد از طيف UV ساطع شده از اين لامپ‌ها در محدوده ميكروب‌كشي يعني طول موج ٢٥٤ نانومتر است. اشعه UV در لامپهاي بخار جيوه بوسيله عبور يك قوس الكتريكي از ميان يك گاز بي‌اثر توليد ميشود. لامپ‌ها از شيشه كوارتز ساخته مي‌شوند و معمولاً بوسيله يك پوشش كوارتز اضافي از آب اطراف ايزوله مي‌شوند. بازدهي لامپهاي با فشار متوسط نسبت به انرژي مصرفي آنها کم مي‌باشد. در عوض توانایی نفوذ پرتو ساطع شده از آنها به خاطر شدت بالاي آن بيشتر از لامپهاي کم فشار است (7). به منظورحذف آلایندههای آلی بوسیله فوتوليز با تابش اشعه ماوراء بنفش، معمولاً از لامپهای UV-C استفاده میشود. در این فرآیند واكنش فوتواكسيداسيونی با تحريك الكتروني سوبستراي آلي (معادله (1)) آغاز میشود و در ادامه انتقال الكترون از حالت تحريك شده يعني C* به حالت پايه اكسيژن مولكولي مطابق با معادله (2) رخ داده و آنیون رادیکال سوپراکسید تشکیل میشود که گونه بسیار فعالی میباشد:
C + hν → C* (1) C* + O2 → C º + + O2 º– (2)
سرعت اين فرآیند بستگي به سطح مقطع جذب نور2، بهره كوانتايي3 فرآيند، سرعت فوتون در طول موج تحريك كننده و غلظت اكسيژن مولكولي محلول دارد (7).
روش فوتوليز با تابش اشعه ماوراء بنفش براي حذف آروماتيك‌هاي نيتره و كلره، مواد رنگزا، قارچ کشها و ساير آلودگي‌هاي موجود در آب بكار برده شده است. اگر چه قوس‌هاي كم فشار جيوه براي مقاصد ضدعفوني كردن آب كاملاً موثر ميباشند، با اين وجود نتايج حاصله ثابت کرده است كه اين روش به تنهايي قادر به حذف موثر مواد آلي از آب نمي‌باشد (10 –8).
- فوتوليز با تابش اشعه ماوراء بنفش در حضور یک اکسیدکننده (UV/Oxidant)
به منظور افزایش کارآیی فرآیند فوتوليز با تابش اشعه ماوراء بنفش در حذف آلایندههای محیط زیست، از اشعه ماوراء بنفش به همراه ترکیبات اکسیدکننده قوی نظیر هیدروژن پراکسید (H2O2)، پتاسیم پرسولفات (K2S2O8) و .... استفاده میشود. فرآیند UV/H2O2 معروف‌ترین فرآیند از فرآیندهای UV/Oxidant میباشد. فرآیند UV/H2O2 به دلیل ارزان بودن و تولید مقادیر قابل توجهی از رادیکالهای هیدروکسیل مورد توجه جدی محققین قرار گرفته و در طول دهه گذشته به عنوان یک روش تصفیه موثر، توسعه زیادی یافته است. این روش در حذف آلایندههای آلی مقاوم در برابر تجزیه بیولوژیکی بسیار موثر است. جذب فوتون توسط مولکول H2O2 آن را به دو رادیکال هیدروکسیل تفکیک میکند. این رادیکال‌ها از طریق گرفتن هیدروژن و یا افزایش به پیوند دوگانه قادرند به مولکول‌های آلی حمله نموده و تحت شرایط عملیاتی مناسب، میتوانند محصولات نهایی معدنیسازی نظیر آب، CO2 و اسیدهای معدنی را تولید نمایند (11).
در مقالات علمی، مکانیسم‌های مختلفی برای فرآیند UV/H2O2 پیشنهاد شده است. مکانیسمی که در بیشتر منابع نیز گزارش شده است شامل تولید رادیکالهای فعال هیدروکسیل در اثر تابش نور UV به محلول H2O2 میباشد. مکانیسم پیشنهادی برای فرآیند UV/H2O2 را در سه مرحله واکنش‌های زیر میتوان خلاصه کرد (12):
مرحله آغازین:
H2O2 + hν → 2OH º (3)
مرحله انتشار:
H2O2 + OHº → HO2º + H2O (4) H2O2 + OHº → O2º¯ + H2O + H+ (5) H2O2 + HO2º → OH º + H2O +O2 (6) H2O2 + O2º¯ → OH º + O2 + OH¯(7)
مرحله نهایی:
OHº + OHº→ H2O2 (8) OH º + HO2º → H2O + O2 (9)
HO2º + HO2º → H2O2 + O2 (10)
OHº + O2º¯ → O2 + OH¯ (11) HO2º + O2º¯ → HO2¯ + O2 (12)
واکنش‌های رادیکالهای هیدروکسیل ایجاد شده در حضور یک سوبسترای آلی را میتوان از نظر مکانیسم به سه گروه مختلف طبقه‌بندی نمود که در ادامه به آن اشاره شده است (7).
رادیکالهای هیدروکسیل عمدتاً ترکیبات آلی را از طریق گرفتن هیدروژن به رادیکالهای آلی تبدیل مینمایند.
OHº + RH → H2O + Rº (13)
رادیکالهای آلی در اثر واکنش با اکسیژن، رادیکالهای پراکسیل را ایجاد می‌کنند. حد واسط‌های رادیکالی حاصله، یک سری واکنش تخریبی زنجیری را آغاز مینمایند، به طوری که در نهایت منجر به تبدیل آلاینده آلی به CO2 و سایر مواد بی‌ضرر میشوند.
Rº + O2 → RO2º →→ Products (14)
افزایش الکتروفیلی رادیکال هیدروکسیل به سیستم π ترکیبات آلی، مکانیسمی دیگر برای تخریب اکسیداسیونی میباشد.
R2C=CR2 + OHº → R2Cº–CR2OH (15)
همچنین رادیکالهای هیدروکسیل میتوانند در انتقال الکترون از سوبسترای آلی شرکت کرده و آنیون‌های هیدروکسیل را تشکیل دهند.
OH º + RX → RX º + + OH¯ (16)
اغلب مشاهده شده است كه افزايش غلظت هيدروژن پراكسايد سبب افزايش درصد حذف آلايندهها ميشود، اما بعد از غلظت خاصي که به غلظت بحرانی معروف است، غلظت‌هاي بالاتر هيدروژن پراكسايد سرعت حذف آلاینده را افزایش نداده و حتی در برخی موارد سبب کاهش سرعت حذف میشوند (13). اثر منفي حضور بيش از حد هيدروژن پراكسايد، ناشی از نقش بازدارندگي آن در تشكيل راديكال‌هاي هيدروكسيل است. از اين رو مقدار هيدروژن پراكسايد بايد به ميزاني تنظيم شود كه تقريباً تمام آن مورد مصرف قرار گيرد. غلظت مطلوب هيدروژن پراكسايد در فرآیند UV/H2O2 به پارامترهای متعددی نظیر غلظت آلاینده، نوع آلاینده، و pH وابسته بوده و باید برای هر پساب ویژه، بهینه‌سازی‌های لازم صورت گیرد.
فرآیند UV/H2O2 چندين مزيت عمده دارد كه عبارتند از (13) :
1. توليد دو راديکال هيدروكسيل از فوتوليز یک مولکول H2O2 2. در دسترس بودن اکسیدکننده و پایداری حرارتی آن 3. هزینه سرمایه‌گذاری کم 4. فرآیندی مقرون به صرفه، ایمن با روش عملیاتی ساده 5. عدم تشکیل لجن 6. زمان مورد نیاز کم و 7. کاهش قابل ملاحظه 4COD
با وجود مزاياي فوق، محدوديت‌هايي نيز در استفاده از فرآيند UV/H2O2 وجود دارد. اولاً از آنجائيكه براي فوتوليزH2O2 و تبديل آن به راديكال‌هاي هيدروكسيل نياز به طول موج كمتر از 280 نانومتر وجود دارد و از آنجائيكه چنين طول موج‌هايي در نور خورشيدی که به سطح زمین میرسد ناچیز است، كاربرد روش مذكور تحت تابش نور خورشيد (Solar/H2O2) برای حذف آلودگیهای محیطی کارآیی مناسبی نخواهد داشت. همچنين به دليل ناحيه جذب نسبتاً كوچكH2O2 ، بويژه در مواردي كه تركيبات آلي در ناحيه جذبي H2O2 قادر به جذب اشعه UV باشند يك مشكل عمده ايجاد مي‌كند. با این وجود در چنين مواقعي مي‌توان از قوس‌هاي Xe-Hg كه نشر مناسبی در ناحيه 210 الی 240 نانومتر دارند بهره برد چرا كه در اين ناحيه ضريب جذبH2O2 زياد است (16-14).
- مروری بر مهمترین تحقیقات صورت گرفته در فرآیند UV/H2O2
کارآیی فرآیند UV/H2O2در حذف انواع مختلفی از آلایندههای محیطی نظیر آلایندههای رنگزا، آلایندههای دارویی، مشتقات مختلف بنزن، فنل و آفت‌کش‌ها (علف‌کش‌ها، حشره‌کش‌ها، قارچ‌کش‌ها و ...) مورد بررسی قرار گرفته و نتایج قابل توجهی گزارش شده است.
در خصوص حذف آلایندههای رنگزا توسط فرآیند UV/H2O2 تحقیقات متعددی صورت گرفته است. بهنژادی و همکارانش در سال 2004 (12) کارآیی فرآیند UV/H2O2در حذف اسید اورانژ 75 (AO7) از محلولهای آبی را مورد بررسی قرار دادند. AO7 یک رنگ مونوآزو آنیونی است که در صنایع نساجی به وفور استفاده شده و پساب خروجی از این صنایع به طور قابل توجهی حاوی این ترکیب و ترکیبات مشابه آن میباشد.
آزمایش‌ها در یک فوتوراکتور ناپیوسته مجهز به یک لامپ UV-C، با توان 30 وات انجام شد. منبع نور در قسمت فوقانی و در بالای مخزنی به حجم 500 میلی‌لیتر تعبیه شده و تابش از سطح مورد استفاده قرار گرفت. کارآیی فرآیند UV/H2O2 در تخریب AO7 با فرآیند فوتولیز (استفاده تنها از تابش UV) و فرآیند استفاده تنها از هیدروژن پراکسید جهت اکسایش (بدون حضور تابش UV) مورد مقایسه قرار گرفت. نتایج نشان داد که در حالت استفاده تنها از تابش UV و حالت استفاده تنها از H2O2 کاهش قابل توجهی در غلظت آلاینده رنگزا مشاهده نمی‌شود. ولی کاربرد همزمان تابش UV و H2O2 باعث کاهش چشمگیر در غلظت آلاینده رنگزا میشود. که این کاهش میتواند به تولید رادیکالهای هیدروکسیل مربوط باشد، که یک عامل اکسنده قوی می‌باشند. در این تحقیق در ادامه تاثیر پارامترهای عملیاتی موثر در کارآیی فرآیندUV/H2O2 از قبیل غلظت اولیه هیدروژن پراکسید و آلاینده مورد مطالعه (AO7)،pH محلول و توان منبع تابش در حذف آلاینده AO7 مورد بررسی قرار گرفت.
در بررسی تاثیر غلظت اولیه H2O2 در کارآیی فرآیند UV/H2O2 مشخص شد که افزایش غلظت H2O2با افزایش میزان حذف آلاینده AO7 همراه خواهد بود. ولی با افزایش غلظت H2O2 بالاتر از یک غلظت مشخص (غلظت بحرانی) افزایش قابل توجهی در میزان حذف مشاهده نمی‌شود. روند مشاهده شده به این صورت توجیه گردید که: با افزایش غلظت H2O2 رادیکالهای هیدروکسيل بیش‌تری جهت حمله به حلقه‌های آروماتیکی در دسترس خواهد بود (مطابق با معادله 3). در غلظتهای بالاتر از غلظت بحرانی رادیکالهای هیدروکسیل به طور موثر با مولکول‌های H2O2 مازاد واکنش داده و تولید رادیکالهای هیدروپراکسیل را می‌کنند (مطابق با معادله 4). رادیکالهای هیدروپراکسیل نسبت به رادیکالهای هیدروکسیل کمتر فعال بوده در نتیجه افزایش قابل توجهی در میزان حذف مشاهده نمی‌شود.
پارامتر دیگری که تاثیر آن در کارآیی فرآیند UV/H2O2 در این تحقیق مورد بررسی قرار گرفت غلظت اولیه آلاینده مورد مطالعه (AO7) بود. مشاهده شد که در غلظت ثابتی از هیدروژن پراکسید، با افزایش غلظت آلاینده کاهشی در میزان حذف ایجاد میشود. این اثر نیز این گونه توجیه گردید که ضریب جذب مولی AO7 در طول موج کمتر از 260 نانومتر بسیار بالا میباشد، به طوری که افزایش در غلظت AO7 موجب یک اثر فیلتر داخلی میشود. در نتیجه محلول AO7 به نور UV نفوذ ناپذیرتر شده و راندمان حذف آلاینده کاهش می‌یابد.
پارامتر دیگر مورد بررسی تاثیرpH اولیه محلول در کارآیی فرآیند UV/H2O2 در حذفAO7 بود. نتایج این تحقیق به وضوح نشان داد که شرایط قلیایی و خنثی به مراتب از شرایط اسیدی برای حذف آلاینده مورد نظر توسط فرآیند UV/H2O2 مفیدتر هستند.
در این تحقیق همچنین تاثیر حضور اتانول در کارآیی فرآیند UV/H2O2 مورد بررسی قرار گرفت. ترکیباتی مانند اتانول به طور عمومی به عنوان جاروب کننده و غیر فعالکننده رادیکالهای هیدروکسیل استفاده میشوند. نتایج این تحقیق نشان داد که با افزایش غلظت اتانول در محلول آزمایشی میزان حذف آلاینده به طور قابل توجهی کاهش می‌یابد. این نتایج به وضوح نقش موثر و کلیدی رادیکالهای هیدروکسیل را در کارآیی فرآیند UV/H2O2 به اثبات رساند.
جهت مقایسه تاثیر توان منابع نوری در کارآیی فرآیند UV/H2O2 دو لامپ UV-C با توان‌های متفاوت (30 و 8 وات)، به عنوان منبع نوری استفاده شد. نتایج نشان داد که میزان حذف AO7 در حضور منبع تابش 30 وات بسیار بیشتر از منبع تابش 8 وات میباشد. نتایج این تحقیق نیز بیانگر نقش موثر توان منبع نور در کارآیی فرآیند UV/H2O2 بوده و نشان داد که بهتر است از منابع نوری با توان بیشتر برای حذف موثر آلایندههای محیطی بهره برده شود.
مديرشهلا و بهنژادی در سال 2006 (11) کارآیی فرآیند UV/H2O2در حذف مالاشیت سبز6 (MG) از محلولهای آبی را مورد بررسی قرار دادند. MG یک رنگ بازی کاتیونی است که در صنایع مختلف به وفور استفاده میشود. نتایج این تحقیق نشان داد که فرآیند UV/H2O2میتواند به طور موثری برای حذف MG از محیطهای آبی مورد استفاده قرار گیرد. در این تحقیق غلظت مطلوب هیدروژن پراکسید برای mg L-1 10 از MGبرابر با mg L-1 300 گزارش گردید. مدل سینتیکی ارایه شده در این تحقیق و مکانیسم پیشنهادی برای تخریب آلاینده مورد مطالعه از نوآوری‌های جالب این تحقیق بود.
مديرشهلا و همکارانش در سال 2012 (17) کارآیی فرآیند UV/H2O2در حذف اسید رد 887 (AR88) از محلولهای آبی را مورد بررسی قرار داده و محاسبات انرژی الکتریکی مورد نیاز برای فرایند را انجام داده و گزارش نمودند. آنها گزارش نمودند که انرژی الکتریکی مورد نیاز برای فرآیند UV/H2O2 با افزایش غلظت اولیه AR88 و pH افزایش می‌یابد درصورتیکه با افزایش غلظت اولیه H2O2 و شدت تابش نور فرابنفش تا یک مقدار مشخص، میزان انرژی الکتریکی مورد نیاز فرآیند UV/H2O2 کاهش می‌یابد.
رادوکان8 و همکارانش در سال 2022 (18) کارآیی فرآیندهای UV تنها، UV/H2O2و NaHCO3/H2O2 را در حذف رنگ‌های Fast Green FCF (FG) و Ponceau 4R (P4R) مورد بررسی قرار دادند. نتایج آنها نشان داد که فرآیند UV/H2O2 در حذف هر دو آلاینده رنگزای فوق از محلولهای آبی از فرایند UV تنها و NaHCO3/H2O2 موثرتر است. در این تحقیق با استفاده از آنالیزهای HPLC-MS و شناسایی حدواسط‌های تشکیل شده مکانیسمی برای تخریب هر دو رنگ پیشنهاد گردید.
در جدول (1) نتایج اصلی مهمترین تحقیقات صورت گرفته شده در زمینه حذف آلایندههای رنگزا توسط فرآیند UV/H2O2در سالهای اخیر ارایه شده است. نتایج جدول (1) به خوبی نشان میدهد فرآیند UV/H2O2 قادر به رنگزدایی کامل انواع مختلف آلایندههای رنگزا بوده و با افزایش زمان تابش نور میزان معدنیسازی نیز به طور چشمگیری قابل افزایش است. شرایط بهینه گزارش شده در این جدول برای حذف آلایندههای رنگزا به خوبی نشان میدهد که برای رسیدن به حذف مناسب، نسبت غلظت H2O2 به غلظت آلاینده رنگزا باید تقریباً در محدوده 50 برابر باشد. منبع نور مناسب برای این فرآیند نیز منبع نور لامپ جیوه کم فشار با طول موج حداکثری 254 نانومتر میباشد.
[1] Ultraviolet
[2] absorption cross section
[3] quantum yield
[4] Chemical Oxygen Demand
[5] Acid Orange 7
[6] Malachite Green
[7] Acid Red 88
[8] Raducan
جدول (1): نتایج اصلی مهمترین تحقیقات صورت گرفته شده در زمینه حذف آلایندههای رنگزا توسط فرآیند UV/H2O2
نام آلاینده رنگزا | متغیرهای فرآیند | کارآیی حذف | منبع |
|---|---|---|---|
C.I. Reactive Red 120 | [Dye] =100 mg L-1, [H2O2 35%] = 4 mL/6 L, Lamp power = 1600 W, Irradiation time = 6 min | Decolorization = 100% | (19) |
C.I. Reactive Black 5 |
[Dye] =500 mg L-1, [H2O2] = 90 mM, Lamp power = 150 W (Wavelength = 200-280 nm), Irradiation time = 175 min | Decolorization = 100% | (20) |
Remazol Black B (C.I. Reactive Black 5) |
[Dye] =100 mg L-1, [H2O2] = 1000 mg L-1, Lamp power = 120 W (Wavelength = 253.7 nm), Decolorization irradiation time = 20 min, Mineralization irradiation time = 120 min | Decolorization = 100% Mineralization = 100% | (21) |
C.I. Direct Black 22 |
[Dye] =40 mg L-1, [H2O2] = 565.8 mg L-1, Lamp power = 125 W (Medium pressure Hg lamp), Decolorization irradiation time = 35 min, Mineralization irradiation time = 60 min | Decolorization = 100% TOC reduction = 82% | (22) |
C.I. Reactive Yellow 84 | [Dye] =100 mg L-1, [H2O2] = 24.5 mM, Lamp power = 15 W, Irradiation time = 60 min | Decolorization = 100% TOC reduction = 58.48% | (23) |
C.I. Direct Blue 199 | [Dye] =20 mg L-1, [H2O2] = 116.32 mM, Lamp power = 560 W (16 low pressure Hg lamp, Wavelength = 253.7 nm, 35 W/lamp), pH = 8.9, Irradiation time = 30 min | Decolorization = 90% TOC reduction = 74% | (24) |
C.I. Reactive Blue 137 |
[Dye] =20 mg L-1, [H2O2] = 10 mM, Lamp power = 125 W (Wavelength = 254 nm), pH = 5.5, Irradiation time = 60 min | TOC reduction = 80.2% | (25) |
Indigo carmine dye (C.I. Acid Blue 74) |
[Dye] =9×10-5 M, [H2O2] = 10-3 M, Output UV radiation power = 23.37 W (Polychromatic UV lamp), Acidic pH, Irradiation time = 10 min | Decolorization = 99% | (26) |
C.I. Natural Red 4 |
[Dye] =80 µM, [H2O2] = 3.3 mM, UV lamp wavelength = 254 nm, pH = 10, Irradiation time = 30 min | Decolorization = 74.48% | (27) |
C.I. Acid Orange 7 |
[Dye] =17.5 mg L-1, [H2O2] = 525 mg L-1, Lamp power = 15 W (Low pressure Hg lamp, Wavelength = 253.7 nm), Decolorization irradiation time = 25 min, Mineralization irradiation time = 120 min | Decolorization = 100% TOC reduction = 95% | (28) |
Rhodamine B (C.I. Basic Violet 10) |
[Dye] = 10 µM; [H2O2] = 1.67 mM, pH = 7, Lamp power = 6 W (Wavelength = 254 nm), Irradiation time = 30 min | Decolorization = 73% | (29) |
Eriochrome Red 3B (C.I. Mono sulphonic Mordant Red 73) |
[Dye] = 5 × 10−2 mM, [H2O2] = 2.5 × 10−3 M, pH = 3, Irradiation time = 180 min, Lamp power = 20 W (Low pressure Hg lamp, Wavelength = 254 nm)
| COD reduction = 65% | (30) |
C.I. Basic Red 46 | [Dye] =20 mg L-1, [H2O2] = 1000 mg L-1, Lamp power = 30 W (UV-C), Distance from UV lamp = 16 cm, Irradiation time = 14 min | Decolorization = 100% | (31) |
C.I. Basic Blue 3 |
[Dye] =10 mg L-1, [H2O2] = 1200 mg L-1, Lamp power = 30 W (UV-C), Distance from UV lamp = 6 cm, Irradiation time = 20 min | Decolorization = 95.03% | (32) |
C.I. Acid Green 25 |
[Dye] =10 mg L-1, [H2O2] = 1200 mg L-1, Lamp power = 30 W (UV-C), Distance from UV lamp = 6 cm, Irradiation time = 20 min | Decolorization = 98.16% | (32) |
Methyl Orange (C.I. Acid Orange 52) |
[Dye] = 7.8 × 10−5 M, [H2O2] = 0.046 M, Light intensity = 1586 µW cm-2 (Wavelength = 254 nm), Distance from UV lamp = 2 cm, Irradiation time = 3 min | Decolorization = 100% | (33) |
C.I. Acid Blue 92 |
[Dye] =20 mg L-1, [H2O2] = 2000 mg L-1, Lamp power = 30 W (UV-C), Distance from UV lamp = 8 cm, Irradiation time = 10 min | Decolorization = 93.51% | (34) |
ادامه جدول (1)
نام آلاینده رنگزا | متغیرهای فرآیند | کارآیی حذف | منبع | |||
C.I. Acid Black 1 |
[Dye] =20 mg L-1, [H2O2] = 2000 mg L-1, Lamp power = 30 W (UV-C), Distance from UV lamp = 8 cm, Irradiation time = 10 min | Decolorization = 99.50% | (34) | |||
Alizarin Yellow R (C.I. Mordant Orange 1) |
[Dye] =250 mg L-1, [H2O2] = 0.25 M, Lamp power = 8 W (UV-C), pH = 4.95, Temperature = 50 ºC | Decolorization = 92.72% | (35) | |||
Rhodamine B (C.I. Basic Violet 10) |
[Dye] =2.5 µM, [H2O2] = 50 µM, Lamp power = 300 W (Medium pressure Hg lamp, Wavelength = 365 nm), pH = 7, Irradiation time = 15 min | Decolorization = 98.8% | (36) | |||
در خصوص حذف ترکیبات دارویی توسط فرآیند UV/H2O2 نیز تحقیقات متعددی در سالهای گذشته صورت گرفته است. سعید و همکارانش در سال 2018 (37) کارآیی فرآیند UV/H2O2در حذف فنازوپیریدین (PhP) را از محلولهای آبی در یک فوتوراکتور با جریان چرخشی ناپیوسته1 مورد بررسی قرار دادند. PhP به عنوان یک آلاینده محیط زیست از ترکیبات دارویی بوده و یک مسکن است که در اورولوژی استفاده میشود. وجود گروه آزو در ساختار آن، این ترکیب را در برابر تجزیه زیستی2 مقاوم میکند. در این تحقیق از روش رویه پاسخ3 (RSM) برای بهینهسازی حذف PhP استفاده گردیده و یک مدل ریاضی درجه دوم4 مابین پارامترهای عملیاتی و درصد حذف آلاینده مورد نظر گزارش گردید. تحلیل واریانس5 (ANOVA) مدل درجه دوم نشان داد که مدل ارایه شده بسیار معنادار است. مقادیر پیش‌بینی‌شده راندمان حذف PhP توسط مدل درجه دوم به طور قابل توجهی مطابق با مقادیر تجربی بوده و مدل ارایه شده شرایط بهینه برای حداکثر حذف PhP (بیش از %98) را به صورت، غلظت اولیه PhP کمتر از mg L-1 23، غلظت اولیه H2O2 بیشتر از mg L-1 470، حجم محلول کمتر از mL 500، pH نزدیک به 2 و زمان تابش بیش از 6 دقیقه نشان داد.
زین6 و همکارانش در سال 2020 (38) کارآیی فرآیند UV/H2O2در حذف سولفادیمتوکسین را از محلولهای آبی مورد بررسی قرار دادند. آنتی‌بیوتیک‌های سولفونامید موجود در آب به دلیل پایداری و ظرفیت آنها در ایجاد مقاومت میکروبی باعث نگرانی عمومی شده است. بنابراین در این تحقیق کارایی فوتولیز توسط نور ماوراء بنفش و فوتولیز همراه با هیدروژن پراکسید در حذف سولفادیمتوکسین مورد بررسی قرار گرفته است. نتایج نشان داد که ترکیب تابش نور ماوراء بنفش با هیدروژن پراکسید در حذف سولفادیمتوکسین مؤثرتر از تابش به تنهایی یا سیستم UV/persulfate بود. در این تحقیق همچنین اثرات غلظت هیدروژن پراکسید، زمان واکنش و ترکیب ماتریس آب در کارآیی فرآیند UV/H2O2 مورد ارزیابی قرارگرفت. راندمان حذف سولفادیمتوکسین در غلظتهای بالای هیدروژن پراکسید کاهشی را نشان میدهد. همچنین افزایش pH محیط به شرایط قلیایی نیز سبب کاهش راندمان حذف آلاینده مذکور میشود.
در جدول (2) نتایج اصلی مهمترین تحقیقات صورت گرفته شده در زمینه حذف ترکیبات دارویی از محیطهای آبی توسط فرآیند UV/H2O2در سالهای اخیر ارایه شده است.
[1] batch re-circulated photoreactor
[2] biodegradation
[3] Response Surface Methodology
[4] quadratic model
[5] Analysis of Variance
[6] Xin
جدول (2): نتایج اصلی مهمترین تحقیقات صورت گرفته شده در زمینه حذف ترکیبات دارویی توسط فرآیند UV/H2O2
نام ترکیبات دارویی | متغیرهای فرآیند | کارآیی حذف | منبع |
|---|---|---|---|
Clofibric acid (CFA) | [CFA] = 1×10-3 M, [H2O2] = 1 M, pH = 5, Lamp power = 17 W (Low pressure Hg lamp, Wavelength = 254 nm), Irradiation time = 60 min
| Removal = 94% | (39) |
Carbamazepine (CBZ) | [CBZ] = 2×10-2 mM, [H2O2] = 5 mM, pH = 5, Lamp power = 17 W (Low pressure Hg lamp, Wavelength = 254 nm), Irradiation time = 4 min
| TOC reduction = 35% | (40) |
Cytarabine (CTB) | [CTB] = 10 mg L-1, [H2O2] = 1000 µM, pH = 7, Lamp power = 700 W (Medium pressure Hg lamp, Wavelength = 238-334 nm), Irradiation time = 120 min
| Removal = 98% | (41) |
Amoxicillin (AMX) | [AMX] = 100 µM, [H2O2] = 10 mM, pH = 7, Photon fluence rate = 0.38 W L-1 (Low pressure Hg lamp, Wavelength = 254 nm), Irradiation time = 80 min
| TOC reduction = 50% | (42) |
Carbamazepine (CBZ) | [CBZ] = 4.2 µM, [H2O2] = 10 mM, pH = 2-8, Lamp power = 30 W (Medium pressure Hg lamp - UV dose = 172 mJ cm-2), Irradiation time = 15 min
| TOC reduction = 40.65 ± 5.1% | (43) |
Carbamazepine (CBZ) | [CBZ] = 21.16 µM, [H2O2] = 1 mM, pH = 5.74, Lamp power = 75 W (Low pressure Hg lamp – Light intensity = 153 µW cm-2, Wavelength = 253.7 nm), Irradiation time = 240 min
| TOC reduction = 72.06% | (44) |
Chloramphenicol (CAP) | [CAP] = 20 mg L-1, [H2O2] = 3 mmol, Lamp power = 30 W (UVC, Wavelength = 254 and 290-390 nm), Irradiation time = 90 min
| Removal = 98% | (45) |
Chloramphenicol (CAP) | [CAP] = 20 mg L-1, [H2O2] = 35 mM, pH = 5.5, Lamp power = 6 W (Wavelength = 254 nm, Light intensity = 600 µW cm-2), Irradiation time = 50 min
| TOC reduction = 50% | (46) |
Sulfamethoxazole (SMX) | [SMX] = 10 mg L-1, [H2O2] = 100 mg L-1, pH = 4.8, Lamp power = 200 W (Polychromatic medium-pressure Hg lamp, Wavelength = 255-579 nm), Irradiation time = 10 min
| Removal = 100% | (47) |
Norfloxacin (NFX) | [NFX] = 15 mg L-1, [H2O2] = 2.1 mM, pH = 7, Lamp power = 6 W (Low pressure Hg lamp, Wavelength = 254 nm), Irradiation time = 100 min
| Removal = 100% | (48) |
Amoxicillin (AMX) | [AMX] = 25 mg L-1, [H2O2] = 558 mg L-1, Lamp power = 21 W (Low pressure Hg lamp, Wavelength = 254 nm, UV fluence rate = 4.86 × 10−6 Einstein m−2 s−1), Irradiation time = 67 min
| Removal = 90% TOC reduction = 43% | (49) |
Sulfapyridine (SPY) | [SPY] = 20 mg L-1, [H2O2] = 700 mg L-1, Lamp power = 15 W (Low pressure Hg lamp, Wavelength = 253.4 nm), Irradiation time = 180 min
| Removal = 100% | (50) |
|
|
|
|
ادامه جدول (2)
نام ترکیبات دارویی | متغیرهای فرآیند | کارآیی حذف | منبع | ||||
Ciprofloxacin (CIP) | [CIP] = 30 µM, [H2O2] = 300 µM, Irradiation intensity = 0.023 mW cm-2 (UV-LED, Wavelength = 280 nm), Irradiation time = 60 min
| Removal = 66% | (51) | ||||
Norfloxacin (NFX) | [NFX] = 150 mg L-1, [H2O2] = 200 mg L-1, Lamp power = 250 W (Low pressure Hg lamp, Wavelength = 365 nm), Irradiation time = 210 min
| Removal = 72% | (52) | ||||
Gemifloxacin (GFX) | [GFX] = 200 mg L-1, [H2O2] = 200 mg L-1, pH = 7, Lamp power = 250 W (Low pressure Hg lamp, Wavelength = 365 nm), Irradiation time = 180 min
| Removal = 85% | (53) | ||||
Thiamphenicol (TAP) | [TAP] = 50 µM, [H2O2] = 5 mM, pH = 7 with 1 mM phosphate buffer, Lamp power = 20 W (Wavelength = 254 nm), Irradiation time = 120 min
| TOC reduction = 40% | (54) | ||||
Ciprofloxacin (CIP) | [CIP] = 0.03 mM, [H2O2] = 100 mM, Lamp power = 6 W (UV-C, Wavelength = 280 nm), Irradiation time = 40 min
| Removal = 100% | (55) | ||||
Sulfamethazine (SMT) | [SMT] = 5 mg L-1, [H2O2] = 10 mM, Lamp power = 8 W (2 low pressure Hg lamps, Wavelength = 254 nm), Irradiation time = 10 min
| Removal = 100% | (56) | ||||
Acetamiprid (ACE) | [ACE] = 90 µM, [H2O2] = 11.8 mM, pH = 5, Lamp power = 55 W (Wavelength = 253.7 nm), Irradiation time = 30 min
| Removal = 90% | (57) | ||||
Azithromycin (AZM) | [AZM] = 2 mg L-1, [H2O2] = 10 mg L-1, pH = 3, Lamp power = 8 W (Low pressure Hg lamps, Wavelength = 254 nm, Light intensity = 1.02 mW cm-2), Irradiation time = 60 min
| Removal = 76% | (58) | ||||
Ceftriaxone (CFT) | [CFT] = 10 mg L-1, [H2O2] = 10 mg L-1, pH = 5, Lamp power = 9 W (Low pressure Hg lamp, Wavelength = 254 nm, Light intensity = 2.2 mW cm-2), Irradiation time = 120 min
| Removal = 100% TOC reduction = 58% | (59) | ||||
Cephalexin (CPX) | [CPX] = 2 mg L-1, [H2O2] = 6.9 mg L-1, pH = 3, Xenon lamp (Light spectrum similar to the sun, Light intensity = 500 W m-2), Irradiation time = 50 min
| Removal = 100% | (60) | ||||
Levofloxacin (LEV) | [LEV] = 5 mg L-1, [H2O2] = 150 µM, pH = 3, Lamp power = 25 W (UV Hg lamp, Wavelength = 254 nm), Irradiation time = 30 min
| Removal = 96% | (61) | ||||
Ofloxacin (OFLO) | [OFLO] = 5 mg L-1, [H2O2] = 150 µM, pH = 3, Lamp power = 25 W (UV Hg lamp, Wavelength = 254 nm), Irradiation time = 30 min
| Removal = 94% | (61) | ||||
Nifedipine (NIF) | [NIF] = 5 mg L-1, [H2O2] = 0.52 mM, pH = 7, Lamp power = 25 W (Wavelength = 254 nm), Irradiation time = 5 min | Removal = 99.94% | (62) | ||||
نتایج جدول (2) مشخصاً کارآیی قابل ملاحظه فرآیند UV/H2O2در حذف انواع مختلف آلایندههای دارویی را نشان میدهد. با این حال میزان حذف TOC و در واقع میزان معدنیسازی آلایندههای دارویی توسط فرآیند UV/H2O2بسیار قابل توجه نمیباشد. به نظر میرسد برای داشتن معدنیسازی مناسب نیاز به تحقیقات بیشتر و بررسی توانایی سایر اکسیدکنندهها میباشد. در مقایسه با آلایندههای رنگزا، نسبت غلظت H2O2 به غلظت آلاینده دارویی در شرایط بهینه در اکثر تحقیقات به مراتب کمتر گزارش کردیده است. این مساله میتواند ناشی از محیط شفاف آلایندههای دارویی در مقایسه با آلایندههای رنگزا باشد. مقادیرpH مطلوب گزارش شده برای اکثر آلایندههای دارویی در محدوده pH خنثی و یا اسیدی میباشد و منبع نور استفاده شده در اکثر تحقیقات لامپهای جیوه کم فشار با طول موج حداکثری 254 نانومتر میباشد.
در خصوص حذف آلایندههای فنلی توسط فرآیند UV/H2O2نیز تحقیقات قابل توجهی در سالهای گذشته صورت گرفته است. دانشور و همکارانش در سال 2007 (63) کارآیی فرآیند UV/H2O2در حذف 4-نیتروفنل (4-NP) را از محلولهای آبی مورد بررسی قرار دادند. مشتقات نیتروفنلها جزو آلایندههای مقاوم محسوب میشوند که در پساب‌های صنایع مختلف وجود دارند. نتایج این تحقیق نشان داد که فرآیند UV/H2O2میتواند به طور کامل 4-NP را از محیطهای آبی حذف نماید. در این تحقیق غلظت مطلوب هیدروژن پراکسید برای mg L-1 20 از 4-NP برابر با mg L-1 700 گزارش گردید. در این تحقیق حدواسط‌های فرایند تخریب 4-NP، هیدروکینون1 و 4-نیتروکاتکول2 شناسایی گردید و بر این اساس یک مکانیسم پیشنهادی برای تخریب 4-NP ارایه گردید.
لی3 و همکارانش در سال 2021 (64) کارآیی فرآیند UV/H2O2در حذف بنزوفنون-3 (BP-3) را از محلولهای آبی مورد بررسی قرار دادند. نتایج این تحقیق نشان داد که pH مطلوب برای حذف BP-3 در فرآیند UV/H2O2 برابر با 6 میباشد و افزایش غلظت هیدروژن پراکسید به طور خطی سبب افزایش سرعت حذف BP-3 میشود.
در خصوص حذف آلایندههای مربوط به آفت‌کش‌ها (علف‌کش‌ها، حشره‌کش‌ها، قارچ‌کش‌ها و ...) توسط فرآیند UV/H2O2نیز تحقیقات جالبی در سالهای گذشته صورت گرفته است. لوپز-آلوارز4 و همکارانش در سال 2016 (65) تخریب و حذف دو آفت‌کش کربوفوران (CBF) و یوپرودین (IPR) را توسط فرآیند UV/H2O2مورد بررسی قرار دادند. در این تحقیق تاثیر دو پارامتر عملیاتی، غلظت H2O2 و pH اولیه، و همچنین برهمکنش آنها، در راندمان حذف مورد بررسی و بهینهسازی قرار گرفت. هر دو آفت‌کش به طور کامل توسط سیستم UV/H2O2 تحت شرایط بهینه حذف شدند. با این حال، تفاوت‌های قابل‌توجهی مشاهده گردید: تخریب CBF تحت تأثیر هر دو پارامتر و برهمکنش آنها قرار گرفت، در حالی که تخریب IPR تحت تأثیر pH اولیه قرار نگرفت. جالب توجه است، تجزیه و تحلیل مسیرهای تخریب، تأثیر عمده فرآیند فوتولیز و اکسیداسیون ناشی از هیدروژن پراکسید را در تخریب CBF نشان داد، در حالی که ترکیب این دو هم‌افزایی قابل‌توجهی در تخریب IPR نشان دادند. حذف مخلوطی از هر دو آفت‌کش نیز توسط فرایند UV/H2O2 مورد بررسی قرار گرفت که در آن حذف کمتری برای IPR مشاهده شد در حالی که میزان حذف CBF تحت تأثیر قرار نگرفت. 90 درصد از اکسیژن مورد نیاز شیمیایی (COD) حذف شد و 75 درصد معدنیسازی پس از تصفیه مخلوط حاصل شد. تقریباً 92 درصد از سمیت نیز توسط این فرایند حذف شد و نشان داد این روش میتواند فرآیندی امیدوارکننده برای تصفیه مخلوط‌های سمی این آفت‌کش‌ها باشد.
آداک5 و همکارانش در سال 2019 (66) کارآیی فرآیند UV/H2O2در حذف 2و4-دیکلروفنوکسی استیک اسید را از محلولهای آبی مورد بررسی قرار دادند. یکی از پرمصرف‌ترین علف‌کش‌ها در جهان، 2،4-دی کلروفنوکسی استیک اسید (2,4-D) است. به طور خاص، 2,4-D برای تنظیم رشد گیاهان و کنترل علفهای هرز استفاده میشود. علاوه بر این، 2,4-D نسبتاً سمی و بالقوه سرطانزا میباشد. قرار گرفتن در معرض دوزهای خوراکی منجر به اثرات نامطلوب روی چشم‌ها، تیروئید، کلیه‌ها و تخمدانها شده است. چندین گزارش در منابع نشان میدهد که 2,4-D بر روی آبزیان تأثیر منفی میگذارد، اکوسیستم را مختل میکند و به دلیل زیست تخریب‌پذیری کم در محیط باقی می‌ماند. بنابراین در این تحقیق کارایی فوتولیز توسط نور ماوراء بنفش و فوتولیز همراه با هیدروژن پراکسید در حذف 2,4-D مورد بررسی قرار گرفته است. نتایج نشان داد که فرآیند UV/H2O2، بیش از 97 درصد از 2,4-D را با تابشی با انرژی mJ cm-2 678 و mol H2O2 5/2 به ازاء هر مول 2,4-D را حذف میکند. نتایج این تحقیق نشان داد که غلظت اولیه 2,4-D، pH و غلظت نیترات بر میزان حذف 2,4-D تأثیر میگذارد. ثابت سرعت ظاهری برای تخریب 2,4-D در غلظتهای بالاتر 2,4-D کاهش قابل توجهی را از خود نشان داد. ثابت سرعت شبه مرتبه اول ظاهری با افزایش pH از 4 به 8 با ضریب 7/1 کاهش یافته و اثر مشابهی برای غلظت نیترات تا 1 میلی‌مولار مشاهده گردید. در مجموع، این نتایج نشان دهنده اهمیت کیفیت آب/فاضلاب در معیارهای تصفیه است. به طور کلی، نتایج این تحقیق نشان میدهد که فرآیند UV/H2O2 تبدیل سریع و کارآمد 2,4-D به محصولات زیست تخریب پذیر را با موفقیت انجام میدهد به طوریکه محصولات حاصله میتوانند از طریق سیستمهای بیولوژیکی معمولی به راحتی از محیط حذف شوند.
آنجلی6 و همکارانش در سال 2021 (67) کارآیی فرآیندهای فوتولیز UV و UV/H2O2 در حذف کلرپیریفوس (CP) از محلولهای آبی را مورد بررسی قرار دادند. CP یک آفت‌کش رایج بوده و بطور قابل توجهی مصرف میشود. تخریب نوری با 200 میکروگرم در لیتر CP تجاری به مدت 30، 60، 90، 120، 240، 360 و 480 دقیقه انجام شد. میزان تخریب پس از 30 دقیقه واکنش برای فرآیند UV/H2O2 و فوتولیز UVC به ترتیب 98 و 99 درصد گزارش گردید. علاوه بر این، در طول تصفیه، محصول جانبی اصلی CP، کلرپیریفوس اوکسون (CPO)، در میان سایر محصولات جانبی ناشناخته شناسایی شد. بررسی‌های اکوتوکسیکولوژیکی با A. aegypti هیچ گونه اثر سمی در نمونه‌های تحت تصفیه با فرآیند UV/H2O2 در 60، 90، 120 و 480 دقیقه تخریب نشان نداد. علیرغم تشکیل CPO پس از فوتولیز با UVC از 60 دقیقه به بعد، هیچ سمیتی تأیید نشد، که نشان میدهد محصولات جانبی تولید شده بر روی این ارگانیسم سمی نیستند.
هونگ7 و همکارانش در سال 2022 (10) کارآیی فرآیند UV/H2O2در حذف پروپیکونازول (PRO) از محلولهای آبی را مورد بررسی قرار دادند. PRO یک قارچ‌کش تری‌آزول است که اغلب در آب شناسایی میشود. در این تحقیق، سینتیک و مکانیسم تخریب PRO در طول فرآیندهای فوتولیز UV و UV/H2O2 مورد بررسی قرار گرفت. نتایج نشان داد که PRO مطابق با سینتیک شبه مرتبه اول در هر دو فرآیند حذف میشود. حذف PRO با افزایش غلظت H2O2 در فرآیند UV/H2O2 افزایش یافته و بیشترین حذف در شرایط خنثی و حذف کمتر PRO در pH اسیدی و قلیایی مشاهده گردید. وجود ترکیباتی در آب مانند کلراید، نیترات، هیومیک اسید به عنوان جاروب کننده8 رادیکال عمل می‌کنند، اما یون بیکربنات میتواند هم به عنوان تسریع کننده9 تولید رادیکال و هم به عنوان جاروب کننده در فرآیند UV/H2O2 عمل میکند. در این تحقیق همچنین محصولات تبدیل (TPs10) PRO در طول هر دو فرآیند شناسایی شدند. علاوه بر TPهای شناسایی شده، محصولات جانبی یونی، مانند کلراید، نیترات، فرمات و استات نیز شناسایی شدند، که نشان می‌دهند معدنیسازی قابل‌توجهی در فرآیند UV/H2O2 به دست آمده است. بر اساس TPهای شناسایی شده و محصولات جانبی یونی، مکانیسم‌های تخریبی نیز برای PRO در طی هر دو فرآیند پیشنهاد شد. واکنش‌های اصلی در هر دو فرآیند، شامل شکافت حلقه و هیدروکسیلاسیون توسط رادیکالهای هیدروکسیل بود. آزمایش سمیت سنجی با Vibrio fischeri نشان داد که سمیت محلول واکنش ابتدا افزایش یافته، سپس به تدریج در طول فوتولیز UV کاهش می‌یابد، فرآیند UV/H2O2 در ابتدا سمیت را در 10 دقیقه به دلیل تولید TP افزایش داده، اما قادر است سمیت را به طور کامل با پیشرفت واکنش حذف نماید. نتایج به‌دست‌آمده در این مطالعه نشان داد که فرآیند UV/H2O2 یک روش مؤثر برای از بین بردن PRO، TPهای آن و سمیت ناشی از آن در آب میباشد.
نتیجه‌گیری
فرآیندهای اکسیداسیون پیشرفته یک تصفیه قدرتمند برای حذف آلایندههای مقاوم و سمی موجود در فاضلاب است. با ترکیب پراکسید هیدروژن و اشعه فرابنفش و بهینهسازی شرایط عملیاتی میتوان به حذف قابل توجهی از آلایندههای آلی دست پیدا نمود. نتایج تحقیقات به خوبی نشان میدهد فرآیند UV/H2O2قادر به رنگزدایی کامل انواع مختلف آلایندههای رنگزا بوده و با افزایش زمان تابش نور میزان معدنیسازی نیز به طور چشمگیری قابل افزایش است. نتایج تحقیقات حذف انواع مختلف آلایندههای دارویی، مشخصاً کارآیی قابل ملاحظه فرآیند UV/H2O2را نشان میدهد. با این حال میزان معدنیسازی آلایندههای دارویی توسط فرآیند UV/H2O2بسیار بالا نمیباشد. بنابراین به نظر میرسد برای داشتن معدنیسازی مناسب در حذف آلایندههای دارویی نیاز به تحقیقات بیشتر و بررسی توانایی سایر اکسیدکنندهها میباشد.
تعارض منافع
نویسنده هیچ‌گونه تعارض منافعی برای اعلام ندارد.
منابع
[1] Crittenden, J.C., Trussell, R.R., Hand, D.W., Howe, K.J., Tchobanoglous, G., MWH's Water treatment: Principles and design. John Wiley & Sons, 2012.
[2] Drewes, J.E., Khan, S.J., Water quality & treatment: A handbook on drinking water. New York: McGraw-Hill, 2011.
[3] Daneshvar, N., Salari, D., Khataee, A.R., 2004, Photocatalytic degradation of azo dye acid red 14 in water on ZnO as an alternative catalyst to TiO2, Journal of Photochemistry and Photobiology A: Chemistry, 162, 317.
[4] Behnajady, M.A., Modirshahla, N., Daneshvar, N., Rabbani, M., 2007, Photocatalytic degradation of C.I. Acid Red 27 by immobilized ZnO on glass plates in continuous-mode, Journal of Hazardous Materials, 140, 257.
[5] Hoffmann, M.R., Martin, S.T., Choi, W., Bahnemann, D.W., 1995, Environmental applications of semiconductor photocatalysis, Chemical Reviews, 95, 69.
[6] Eskandarloo, H., Badiei, A., Behnajady, M.A., 2015, Optimization of UV/inorganic oxidants system efficiency for photooxidative removal of an azo textile dye, Desalination and Water Treatment 55, 226.
[7] Legrini, O., Oliveros, E., Braun, A.M., 1993, Photochemical processes for water treatment, Chemical Reviews, 93, 671.
[8] Al mamoni, F., Sans, C., Esplugas, S., 2004, A comparative study of the advanced oxidation of 2,4 - dichlorophenol, Journal of Hazardous Materials, 107, 123.
[9] Behnajady, M.A., Modirshahla, N., Fathi, H., 2006, Kinetics of decolorization of an azo dye in UV alone and UV/H2O2 processes, Journal of Hazardous Materials, 136, 816.
[10] Hong, A., Lee, J., Cha, Y., Zoh, K.-D., 2022, Propiconazole degradation and its toxicity removal during UV/H2O2 and UV photolysis processes, Chemosphere, 302, 134876.
[11] Modirshahla, N., Behnajady, M.A., 2006, Photooxidative degradation of Malachite Green )MG( by UV/H2O2: Influence of operational parameters and kinetic modeling, Dyes and Pigments, 70, 54.
[12] Behnajady, M.A., Modirshahla, N., Shokri, M., 2004, Photodestruction of Acid Orange 7 )AO7( in aqueous solutions by UV/H2O2: Influence of operational parameters, Chemosphere, 55, 129.
[13] Daneshvar, N., Rabbani, M., Modirshahla, N., Behnajady, M.A., 2004, Critical effect of hydrogen peroxide concentration in photochemical oxidative degradation of C.I. Acid Red 27 )AR27(, Chemosphere, 56, 895
[14] Saeid, S., Behnajady, M.A., 2015, Photooxidative removal of phenazopyridine by UV/H2O2 process in a batch re-circulated annular photoreactor: Influence of operational parameters, Oriental Journal of Chemistry, 31, 1211.
[15] Daneshvar, N., Salari, D., Behnajady, M.A., 2002, Decomposition of anionic sodium dodecylbenzene sulfonate by UV/TiO2 and UV/H2O2 processes: A comparison of reaction rates, Iranian Journal of Chemistry & Chemical Engineering, 21, 55.
[16] Basturk, E., Karatas, M., 2015, Decolorization of antraquinone dye Reactive Blue 181 solution by UV/H2O2 process, Journal of Photochemistry and Photobiology A: Chemistry, 299, 67.
[17] Modirshahla, N., Behnajady, M.A., Rahbarfam, R., Hassani, A., 2012, Effects of operational parameters on decolorization of C.I. Acid Red 88 by UV/H2O2 process: Evaluation of electrical energy consumption, Clean - Soil, Air, Water, 40, 298.
[18] Raducan, A., Bogdan, D., Galaon, T., Oancea, P., 2022, Oxidative removal of Fast Green FCF and Ponceaux 4R dyes by H2O2/NaHCO3, UV and H2O2/UV processes: A comparative study, Journal of Photochemistry and Photobiology A: Chemistry, 431, 114040.
[19] Majcen-Le Marechal, A., Slokar, Y.M., Taufer, T., 1997, Decoloration of chlorotriazine reactive azo dyes with H2O2/UV, Dyes and Pigments, 33, 281.
[20] El-Dein, A.M., Libra, J.A., Wiesmann, U., 2001, Kinetics of decolorization and mineralization of the azo dye reactive black 5 by hydrogen peroxide and UV light, Water Science and Technology, 44, 295.
[21] Georgiou, D., Melidis, P., Aivasidis, A., Gimouhopoulos, K., 2002, Degradation of azo-reactive dyes by ultraviolet radiation in the presence of hydrogen peroxide, Dyes and Pigments, 52, 69.
[22] Cisneros, R.L., Espinoza, A.G., Litter, M.I., 2002, Photodegradation of an azo dye of the textile industry, Chemosphere, 48, 393.
[23] Neamtu, M., Siminiceanu, I., Yediler, A., Kettrup, A., 2002, Kinetics of decolorization and mineralization of reactive azo dyes in aqueous solution by the UV/H2O2 oxidation, Dyes and Pigments, 53, 93.
[24] Shu, H.-Y., Chang, M.-C., 2005, Decolorization and mineralization of a phthalocyanine dye C.I. Direct Blue 199 using UV/H2O2 process, Journal of Hazardous Materials, 125, 96.
[25] Kusic, H., Koprivanac, N., Loncaric-Bozic, A., Papic, S., Peternel, I., Vujevic, D., 2006, Reactive dye degradation by AOPs; Development of a kinetic model for UV/H2O2 process, Chemical and Biochemical Engineering Quarterly, 20, 293.
[26] Rodríguez, E., Peche, R., Merino, J.M., Camarero, L.M., 2007, Decoloring of aqueous solutions of indigocarmine dye in an acid medium by H2O2/UV advanced oxidation, Environmental Engineering Science, 24, 363.
[27] Abdullah, F.H., Rauf, M.A., Ashraf, S.S., 2007, Kinetics and optimization of photolytic decoloration of carmine by UV/H2O2, Dyes and Pigments, 75, 194.
[28] Aleboyeh, A., Olya, M.E., Aleboyeh, H., 2008, Electrical energy determination for an azo dye decolorization and mineralization by UV/H2O2 advanced oxidation process, Chemical Engineering Journal, 137, 518.
[29] Alhamedi, F.H., Rauf, M.A., Ashraf, S.S., 2009, Degradation studies of Rhodamine B in the presence of UV/H2O2, Desalination, 239, 159.
[30] Elmorsi, T.M., Riyad, Y.M., Mohamed, Z.H., Abd El Bary, H.M.H., 2010, Decolorization of Mordant red 73 azo dye in water using H2O2/UV and photo-Fenton treatment, Journal of Hazardous Materials, 174, 352.
[31] Khataee, A.R., Habibi, B., 2010, Photochemical oxidative decolorization of C. I. basic red 46 by UV/H2O2 process: Optimization using response surface methodology and kinetic modeling, Desalination and Water Treatment, 16, 243.
[32] Kasiri, M.B., Khataee, A.R., 2011, Photooxidative decolorization of two organic dyes with different chemical structures by UV/H2O2 process: Experimental design, Desalination, 270, 151.
[33] Haji, S., Benstaali, B., Al-Bastaki, N., 2011, Degradation of methyl orange by UV/H2O2 advanced oxidation process, Chemical Engineering Journal, 168, 134.
[34] Kasiri, M.B., Khataee, A.R., 2012, Removal of organic dyes by UV/H2O2 process: modelling and optimization, Environmental Technology, 33, 1417.
[35] Narayanasamy, L., Murugesan, T., 2014, Degradation of Alizarin Yellow R using UV/H2O2 advanced oxidation process, Environmental Progress & Sustainable Energy, 33, 482.
[36] Ding, X., Gutierrez, L., Croue, J.-P., Li, M., Wang, L., Wang, Y., 2020, Hydroxyl and sulfate radical-based oxidation of RhB dye in UV/H2O2 and UV/persulfate systems: Kinetics, mechanisms, and comparison, Chemosphere, 253, 126655.
[37] Saeid, S., Behnajady, M.A., Tolvanen, P., Salmi, T., 2018, Optimization of photooxidative removal of phenazopyridine from water, Russian Journal of Physical Chemistry A, 92, 876.
[38] Xin, X., Sun, S., Zhou, A., Wang, M., Song, Y., Zhao, Q., Jia, R., 2020, Sulfadimethoxine photodegradation in UV-C/H2O2 system: Reaction kinetics, degradation pathways, and toxicity, Journal of Water Process Engineering, 36, 101293.
[39] Andreozzi, R., Caprio, V., Marotta, R., Radovnikovic, A., 2003, Ozonation and H2O2/UV treatment of clofibric acid in water: a kinetic investigation, Journal of Hazardous Materials, 103, 233.
[40] Vogna, D., Marotta, R., Andreozzi, R., Napolitano, A., D’ischia, M., 2004, Kinetic and chemical assessment of the UV/H2O2 treatment of antiepileptic drug carbamazepine, Chemosphere, 54, 497.
[41] Ocampo-Pérez, R., Sánchez-Polo, M., Rivera-Utrilla, J., Leyva-Ramos, R., 2010, Degradation of antineoplastic cytarabine in aqueous phase by advanced oxidation processes based on ultraviolet radiation, Chemical Engineering Journal, 165, 581.
[42] Jung, Y.J., Kim, W.G., Yoon, Y., Kang, J.-W., Hong, Y.M., Kim, H.W., 2012, Removal of amoxicillin by UV and UV/H2O2 processes, Science of the Total Environment, 420, 160.
[43] Dai, C.-M., Zhou, X.-F., Zhang, Y.-L., Duan, Y.-P., Qiang, Z.-M., Zhang, T.C., 2012, Comparative study of the degradation of carbamazepine in water by advanced oxidation processes, Environmental Technology, 33, 1101.
[44] Deng, J., Shao, Y., Gao, N., Xia, S., Tan, C., Zhou, S., Hu, X., 2013, Degradation of the antiepileptic drug carbamazepine upon different UV-based advanced oxidation processes in water, Chemical Engineering Journal, 222, 150.
[45] Rocha, O.R.S., Pinheiro, R.B., Duarte, M.M.M.B., Dantas, R.F., Ferreira, A.P., Benachour, M., Da Silva, V.L., 2013, Degradation of the antibiotic chloramphenicol using photolysis and advanced oxidation process with UVC and solar radiation, Desalination and Water Treatment, 51, 7269.
[46] Zuorro, A., Fidaleo, M., Fidaleo, M., Lavecchia, R., 2014, Degradation and antibiotic activity reduction of chloramphenicol in aqueous solution by UV/H2O2 process, Journal of Environmental Management, 133, 302.
[47] Borowska, E., Felis, E., Miksch, K., 2015, Degradation of sulfamethoxazole using UV and UV/H2O2 processes, Journal of Advanced Oxidation Technologies, 18, 69.
[48] De Souza Santos, L.V., Meireles, A.M., Lange, L.C., 2015, Degradation of antibiotics norfloxacin by Fenton, UV and UV/H2O2, Journal of Environmental Management, 154, 8.
[49] Dogan, S., Kidak, R., 2016, A plug flow reactor model for UV-based oxidation of amoxicillin, Desalination and Water Treatment, 57, 13586.
[50] García-Galán, M.J., Anfruns, A., Gonzalez-Olmos, R., Rodriguez-Mozaz, S., Comas, J., 2016, Advanced oxidation of the antibiotic sulfapyridine by UV/H2O2: Characterization of its transformation products and ecotoxicological implications, Chemosphere, 147, 451.
[51] Ou, H.-S., Ye, J.-S., Ma, S., Wei, C.-H., Gao, N.-Y., He, J.-Z., 2016, Degradation of ciprofloxacin by UV and UV/H2O2 via multiple-wavelength ultraviolet light-emitting diodes: Effectiveness, intermediates and antibacterial activity, Chemical Engineering Journal, 289, 391.
[52] Shankaraiah, G., Poodari, S., Bhagawan, D., Himabindu, V., Vidyavathi, S., 2016, Degradation of antibiotic norfloxacin in aqueous solution using advanced oxidation processes (AOPs) – A comparative study, Desalination and Water Treatment, 57, 27804.
[53] Shankaraiah, G., Saritha, P., Bhagawan, D.,. Himabindu, V, Vidyavathi, S., 2017, Photochemical oxidation of antibiotic gemifloxacin in aqueous solutions – A comparative study, South African Journal of Chemical Engineering, 24, 8.
[54] Wang, F., Wang, W., Yuan, S., Wang, W., Hu, Z.-H., 2017, Comparison of UV/H2O2 and UV/PS processes for the degradation of thiamphenicol in aqueous solution, Journal of Photochemistry and Photobiology A: Chemistry, 348, 79.
[55] Wang, F., Wang, W., Yuan, S., Wang, W., Hu, Z.-H., 2018, Removal of ciprofloxacin using modified advanced oxidation processes: Kinetics, pathways and process optimization, Journal of Cleaner Production, 171, 1203.
[56] Lin, C.-C., Wu, M.-S., 2018, Feasibility of using UV/H2O2 process to degrade sulfamethazine in aqueous solutions in a large photoreactor, Journal of Photochemistry and Photobiology A: Chemistry, 367, 446.
[57] Chen, L., Cai, T., Cheng, C., Xiong, Z., Ding, D., 2018, Degradation of acetamiprid in UV/H2O2 and UV/persulfate systems: A comparative study, Chemical Engineering Journal, 351, 1137.
[58] Shokri, R., Jalilzadeh Yengejeh, R., Babaei, A.A., Derikvand, E., Almasi, A., 2020, UV activation of hydrogen peroxide for removal of azithromycin antibiotic from aqueous solution: determination of optimum conditions by response surface methodology, Toxin Reviews, 39, 284.
[59] Khorsandi, H., Teymori, M., Aghapour, A.A., Jafari, S.J., Taghipour, S., Bargeshadi, R., 2019, Photodegradation of ceftriaxone in aqueous solution by using UVC and UVC/H2O2 oxidation processes, Applied Water Science, 9, 81.
[60] Sierra, R.S.C., Zúñiga-Benítez, H., Peñuela, G.A., 2020, Experimental data on antibiotic cephalexin removal using hydrogen peroxide and simulated sunlight radiation at lab scale: Effects of pH and H2O2, Data in Brief, 30, 105437.
[61] Liu, X., Liu, Y., Lu, S., Wang, Z., Wang, Y., Zhang, G., Guo, X., Guo, W., Zhang, T., Xi, B., 2020, Degradation difference of ofloxacin and levofloxacin by UV/H2O2 and UV/PS (persulfate): Efficiency, factors and mechanism, Chemical Engineering Journal, 385, 123987.
[62] Dong, W., Yang, C., Zhang, L., Su, Q., Zou, X., Xu, W., Gao, X., Xie, K., Wang, W., 2021, Highly efficient UV/H2O2 technology for the removal of nifedipine antibiotics: Kinetics, co-existing anions and degradation pathways, Chemical Engineering Journal, 16, e0258483.
[63] Daneshvar, N., Zorriyeh Asghar, Y., Behnajady, M.A., 2007, Photooxidative degradation of 4-nitrophenol (4-NP) in UV/H2O2 process: Influence of operational parameters and reaction mechanism, Journal of Hazardous Materials, 139, 275.
[64] Lee, Y.-M., Lee, G., Zoh, K.-D., 2021, Benzophenone-3 degradation via UV/H2O2 and UV/persulfate reactions, Journal of Hazardous Materials, 403, 123591.
[65] Lopez-Alvarez, B., Villegas-Guzman, P., Peñuela, G.A., Torres-Palma, R.A., 2016, Degradation of a toxic mixture of the pesticides carbofuran and iprodione by UV/H2O2: Evaluation of parameters and implications of the degradation pathways on the synergistic effects, Water, Air, & Soil Pollution, 227, 215.
[66] Adak, A., Das, I., Mondal, B., Koner, S., Datta, P., Blaney, L., 2019, Degradation of 2,4-dichlorophenoxyacetic acid by UV 253.7 and UV-H2O2: Reaction kinetics and effects of interfering substances, Emerging Contaminants, 5, 53.
[67] Angeli, S., Adams, E., Masceno, G.P., Lima, R.M., Utzig, L.M., Rodrigues-Silva, F., Prola, L.D.T., Freitas, A.M., Liz, M.V., 2021, Toxicity assays of commercial Chlorpyrifos under UV/H2O2 and UVC photolysis treatments, Water, Air, & Soil Pollution, 232, 353.
[1] hydroquinone
[2] 4-nitrocathecol
[3] Lee
[4] Lopez-Alvarez
[5] Adak
[6] Angeli
[7] Hong
[8] scavenger
[9] promoter
[10] transformation products
Environmental Pollutions and Sustainable Urban Development, Spring 2024, Vol. 1, Issue 1, Serial No. 1, pages 1-20.
|
A review of new methods of removing environmental pollutants: Photolysis and UV/H2O2 processes
Hamed Eskandarloo*
Department of Chemistry, University of La Verne, Los Angeles, California, USA
*Corresponding author: heskandarloo@laverne.edu
(Received: 13 August 2023, Accepted: 9 October 2023)
Abstract
Organic contaminants, such as dye pollutants, pharmaceutical compounds, pesticides, etc. are increasingly found in water sources, and therefore need to be controlled by modern water treatment technologies. Advanced oxidation processes are often used as an effective method to remove organic contaminants. UV/H2O2 process has shown acceptable results for removing a wide range of mentioned pollutants. In this paper, the efficiency of photolysis and UV/H2O2 processes in removing organic contaminants were reviewed, and then, the significant results obtained were reported.
Conflict of interest: None declared.
Keywords: Photolysis, UV/H2O2, Dye pollutants, Pharmaceutical pollutants
|