Zastosowanie zeolitów typu A do oczyszczania ścieków komunalnych z wielopierścieniowych węglowodorów aromatycznych

Transkrypt

1 Paulina Chaber*, Barbara Gworek Instytut Ochrony Środowiska Państwowy Instytut Badawczy, Warszawa Zastosowanie zeolitów typu A do oczyszczania ścieków komunalnych z wielopierścieniowych węglowodorów aromatycznych Use of zeolite A for removing polycyclic aromatic hydrocarbons from municipal wastewaters Wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne (WWA) są związkami kancerogennymi, mutagennymi i odpornymi na degradację, szczególnie gdy zawierają 4 lub więcej pierścieni aromatycznych w cząsteczce. Zeolity mają wyjątkowe właściwości sorpcyjne oraz są silnymi katalizatorami różnych reakcji chemicznych. Dobranie właściwych parametrów usuwania WWA przez zeolity pozwalałoby w przyszłości na ich używanie jako czynnika wspomagającego proces oczyszczania ścieków. W badaniach użyto zeolitów syntetycznych 3A i 5A. Badania te potwierdziły efektywność zeolitów w procesie usuwania WWA ze ścieków. Thirteen polycyclic arom. hydrocarbons (PAH) were detd. by liq. chromatog. in a wastewater before and after its treatment with zeolite A under static and dynamic conditions. A substantial decrease in concn. of 5 and 6 ring PAH was obsd. The concn. of 3 and 4 ring PAH decreased slightly because of their formation by degradn. of 5 and 6 ring PAH. Wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne (WWA) zostały zidentyfikowane przez Amerykańską Agencję Ochrony Środowiska (USEPA) jako niebezpieczne zanieczyszczenia środowiska z uwagi na ich kancerogenne i mutagenne właściwości. Źródłem WWA mogą być ścieki przemysłowe i komunalne. Na ogół są to związki o małej rozpuszczalności w wodzie i dużej odporności na degradację. Podczas oczyszczania ścieków są one usuwane z fazy wodnej i akumulują się w osadach. Biorąc pod uwagę ich trwałość i właściwości konieczne jest oszacowanie bezpiecznej dawki osadów ściekowych oraz ścieków w przypadku przyrodniczego ich stosowania. Jedną z możliwości ograniczenia WWA w osadach ściekowych może być odpowiednie filtrowanie ścieku przed usuwaniem osadu z fazy wodnej. Najczęściej do usuwania WWA ze ścieków i osadów ściekowych stosowane są metody związane z ich biodegradacją przez mikroorganizmy lub fitoremediacją. Związki o 4 lub więcej pierścieniach w łańcuchu trudniej ulegają biodegradacji niż związki o mniejszej liczbie pierścieni w łańcuchu 1 4). Jednym ze sposobów usuwania WWA ze środowiska może być wykorzystywanie zeolitów. Ich użycie powoduje sorpcję lub nawet rozpad WWA na związki o mniejszej liczbie pierścieni w cząsteczkach, które ulegają szybszej degradacji. Dodatkowo związki te są mniej toksyczne i nie wykazują tak silnych właściwości mutagennych i rakotwórczych. Dobranie właściwych parametrów rozkładu WWA przez zeolity na związki o mniejszej liczbie pierścieni w cząsteczce pozwoliłoby w przyszłości na używanie zeolitów jako czynnika wspomagającego proces degradacji WWA. Głównym celem pracy była ocena skuteczności usuwania WWA ze ścieków komunalnych za pomocą zeolitów typu A. Podjęto również próbę określenia selektywności sorpcji WWA przez te zeolity. Zeolity są glinokrzemianami o strukturze szkieletowej. Podstawową jednostką ich struktury jest tetraedr [SiO 4 ] 4-, składający Mgr inż. Paulina CHABER w roku 2003 ukończyła studia na Wydziale Biologii, Geografii i Oceanologii Uniwersytetu Gdańskiego. Od 2004 r. pracuje na stanowisku specjalisty w Laboratorium Monitoringu Środowiska w Instytucie Ochrony Środowiska PIB w Warszawie. Specjalność techniki chromatograficzne, w szczególności chromatografia cieczowa i gazowa. * Autor do korespondencji: Instytut Ochrony Środowiska PIB, Krucza 5/11D, Warszawa, tel.: (22) wew. 12, fax: (22) , paulina.chaber@ios.edu.pl Prof. dr hab. Barbara GWOREK notkę biograficzną i fotografię Autorki drukujemy w bieżącym numerze na str /2(2011)

2 się z czterech anionów tlenkowych umieszczonych w jego narożach i niedużego kationu Si 4+ lub Al 3+. Centra sąsiednich tetraedrów łączy linia prosta. W ten sposób cały szkielet można przedstawić w postaci trójwymiarowej, gdzie każde centrum połączone jest z czterema innymi, natomiast atomy tlenu leżą w pobliżu linii łączącej. Można wtedy łatwo wydzielić w ich strukturze poszczególne podjednostki wieloboki i wielościany (rys. 1). Zeolity są klasą krystalicznych Rys. 3. Zeolit 5A przed (lewa strona) i po (prawa strona) wykonaniu doświadczenia w układzie dynamicznym (elektronowy mikroskop skaningowy, powiększenie ) Fig. 3. Photogram of zeolite 5A before (left side) and after (right side) experiments in dynamic system (electron scanning microscope, magnification ) Część doświadczalna Rys. 1. Budowa strukturalna zeolitu typu A (A, B, C 4, 6, 8 wtórne jednostki strukturalne, D schemat strukturalny) Fig. 1. Structure of zeolite A (A, B, C structural units, D structural scheme) materiałów z kanałami o średnicy do 10 Å. Są to rozmiary małych molekuł, stąd zeolity mogą sorbować molekuły selektywnie ze względu na rozmiar, zachowując się jak sita molekularne. Badania nad naturalnymi i syntetycznymi zeolitami wykazały, że minerały te mają wyjątkowe właściwości sorpcyjne oraz są silnymi katalizatorami różnych reakcji chemicznych 5). Zeolity typu A posiadają trójwymiarowe struktury porowate o porach biegnących prostopadle do siebie i są zbudowane z 4, 6 i 8 wtórnych jednostek budowy (rys. 1). Zeolity są syntetyzowane metodą żelowania. Źródła glinu (zwykle glinian sodu) i krzemionki (zwykle krzemian sodu) miesza się w podstawowym roztworze wodnym by otrzymać żel. Środkiem alkalicznym może być NaOH, aminy lub roztwory czwartorzędowych soli amoniowych, aminy. Żel jest następnie podgrzewany do C do krystalizacji zeolitu. Zeolit A ma formę Na +. Uproszczony wzór chemiczny zeolitu to: Na + 12 (H 2 O) 27 8 [Al 12 Si 12 O 48 ] 8. Ogólny wzór strukturalny zeolitu typu A i przykłady budowy jego wtórnych jednostek są podane na rys. 1. Zdjęcia zeolitu 3A i 5A wykonane elektronowym mikroskopem skaningowym (SEM) przedstawione są na rys. 2 i 3. Rys. 2. Zeolit 3A przed (lewa strona) i po (prawa strona) wykonaniu doświadczenia w układzie dynamicznym (elektronowy mikroskop skaningowy, powiększenie 5000 ) Fig. 2. Photogram of zeolite 3A before (left side) and after (right side) experiments in dynamic system (electron scanning microscope, magnification 5000 ) Do badań pobrano surowe ścieki z Oczyszczalni Ścieków Komunalnych we Włocławku. Próba badawcza stanowiła średnią dobową, pobieraną co 2 h proporcjonalnie do przepływu z drugiego kanału zbiorczego. Do oczyszczania ścieków z WWA użyto zeolitów syntetycznych typu A, prod. Inowrocławskich Zakładów Chemicznych Soda Mątwy SA. Zeolit syntetyczny oznaczany jako 3A był zeolitem typu A, sodowo-potasowym o średnicy kanałów 3,8 Å. Zeolit syntetyczny oznaczany jako 5A był zeolitem typu A sodowo-wapniowym o średnicy kanałów ok. 4,9 Å. Podczas doświadczenia analizowano 13 związków WWA, których charakterystykę zamieszczono w tabeli. Doświadczenia laboratoryjne przeprowadzono w układzie statycznym i dynamicznym. Układ statyczny polegał na tym, że do naczynia szklanego odmierzano 200 ml ścieku i dodawano 20 g określonego typu zeolitu. Następnie zeolit oddzielano od roztworu po upływie 1 h i 24 h. Po oddzieleniu zeolitów przeprowadzano analizę wybranych WWA w roztworze i w zeolicie. Układ dynamiczny polegał na filtrowaniu ścieków przez kolumnę o średnicy wewnętrznej 5 cm wypełnioną 100 g zeolitu. Przez złoże przepuszczano ścieki z szybkością 20 ml/min. W kolejnych 10 odciekach o objętości 100 ml z każdej kolumny oznaczano stężenie WWA. Oznaczenia WWA w ściekach i zeolitach wykonano w Laboratorium Monitoringu Środowiska IOŚ własną, akredytowaną metodyką. Ekstrakcję WWA z zeolitów przeprowadzono w aparacie Soxtec. Analiza WWA przeprowadzana była metodą wysokosprawnej chromatografii cieczowej z detekcją PDA i FLSC, ze zmiennymi długościami fal wzbudzenia i emisji. Oceny ilościowej dokonywano na podstawie zarejestrowanych sygnałów (powierzchnia piku) metodą krzywej wzorcowej z korekcją przy pomocy roztworu wzorcowego. Zakres oznaczania ustalono dla poszczególnych detektorów, uwzględniając fakt, że w danej próbce oznacza się wybrane WWA jednocześnie. Detektor FLSC był traktowany jako podstawowy detektor do oznaczania WWA, a detektor PDA jako detektor pomocniczy, szczególnie przy identyfikacji związków w badanej próbce. Próg oznaczalności WWA dla tej metodyki ustalono na poziomie 0,01 µg/ml. Analizę statystyczną wyników badań przeprowadzono za pomocą programu Statistica. Wykreślono wykresy rozrzutu zawartości WWA w roztworze i w zeolicie w zależności od rozpuszczalności poszczególnych WWA w roztworze wodnym, z uwzględnieniem czasu trwania reakcji i liczby pierścieni w cząsteczce. Rozpuszczalność WWA uwzględniono za pomocą współczynnika podziału w układzie n-oktanol/woda. Współczynnik podziału K ow jest to stosunek stężeń równowagowych substancji rozpuszczonej w układzie dwufazowym, składającym się z dwóch nie mieszają- 90/2(2011) 237

3 Tabela. Charakterystyka 13 WWA analizowanych w badaniach Table. Characteristics of 13 PAH determined in the study Nazwa związku Wzór sumaryczny Wzór strukturalny Współczynnik podziału (log K ow ) Liczba pierścieni benzenowych Fluoren C 13 4,18 2(3) Fenantren C 14 4,45 3 Antracen C 14 4,5 3 Fluoranten C 16 4,9 3(4) biokoncentracji tych związków w organizmach wodnych. Substancje chemiczne o małej wartości K ow (np. mniej niż 10) uznaje się za stosunkowo hydrofilne, a substancje chemiczne o dużej wartości K ow (powyżej 104) są bardzo hydrofobowe. Wyniki Na rys. 4 i 5 przedstawiono stężenie WWA w ściekach przed i po zastosowaniu zeolitów 3A i 5A. Wyniki badań wskazują, że zeolity te wpłynęły na obniżenie ilości WWA w ściekach, o czym świadczą zmiany w sorpcji WWA po wykonaniu zarówno doświadczenia w układzie statycznym (rys. 5), jak i dynamicznym (rys. 4). Zeolit typu 5A okazał się skuteczniejszy o 20% w porównaniu do zeolitu typu 3A, gdyż zeolit 5A o średnicy kanałów do ok. 5 Å mógł łatwiej sorbować WWA. Po zastosowaniu zeolitu 3A w doświadczeniu statycznym przez 24 h ilość sorbowanych WWA zmniejszyła się prawie o 10%, podczas gdy w przypadku zastosowania zeolitu 5A sorpcja tych związków wzrosła prawie o 15% po 24 h. W przypadku zeolitu 3A proces sorpcji przeważał nad procesem desorpcji do 24 h, podczas gdy w przypadku zeolitu 5A proces sorpcji nadal przeważał nad procesem desorpcji nawet po 24 h. Piren C 16 4,88 4 Benzo(a)antracen C 18 5,63 4 Chryzen C 18 5,63 4 Benzo(b)fluoranten C 20 6,04 4(5) Benzo(k)fluoranten C 20 6,84 4(5) Benzo(a)piren C 20 6,06 5 Rys. 4. Średnie stężenie WWA w ściekach przed i po użyciu zeolitu 3A i 5A doświadczenie dynamiczne Fig. 4. Mean PAH concentration in wastewater before and after use of zeolites 3A and 5A, dynamic experiment Dibenzo(ah)antracen C 22 H 14 6,86 5 Benzo(ghi)perylen C 22 6,78 6 Indeno(1,2,3-cd)piren C 22 6,58 5(6) cych się rozpuszczalników. W przypadku n-oktanolu i wody wyraża się on wzorem: w którym C o oznacza stężenie równowagowe substancji rozpuszczonej w n-oktanolu, a C w stężenie równowagowe substancji rozpuszczonej w wodzie. K ow jest kluczowym parametrem w ocenie wpływu związków organicznych na środowisko. Jest on związany z rozpuszczalnością związków w wodzie, adsorpcją ich w glebie oraz czynnikami Rys. 5. Średnie stężenie WWA w ściekach przed i po użyciu zeolitu 3A i 5A doświadczenie statyczne Fig. 5. Mean PAH concentration in wastewater before and after use of zeolites 3A and 5A, static experiment /2(2011)

4 Rys. 6. Sorpcja związków WWA ze ścieku przez zeolit 3A w zależności od czasu trwania doświadczenia w układzie dynamicznym Fig. 6. Sorption of PAH from wastewater with zeolite 3A during experiment in dynamic system ków zmniejszyła się, po czym ponownie wzrosła po 40 min. Związki 5- i 6-pierścieniowe były wyraźnie sorbowane przez zeolit 3A przez 50 min trwania doświadczenia, podczas gdy sorpcja związków 3- i 4-pierścieniowych zmniejszyła się już po 30 min, po czym znowu zwiększyła się po 40 min trwania doświadczenia. Po dodaniu zeolitu 3A do ścieku ilość związków 3-pierścieniowych zwiększyła się nawet do 80%, podczas gdy ilość pozostałych WWA zmniejszyła się, w tym związków 4-pierścieniowych o 40%, związków 5-pierścieniowych o 70% i związków 6-pierścieniowych o 80%. Wzrost zawartości związków 3-pierścieniowych może sugerować, że zeolit 3A przyczynił się do rozpadu związków 5- i 6-pierścieniowych na związki 3-pierścieniowe. Po dodaniu do ścieku zeolitu 5A stężenie związków 3-pierścieniowych zmniejszyło się, jednak wraz z czasem trwania doświadczenia ich stężenie w ścieku zwiększyło się (rys. 7). Stężenie sumy WWA zmniejszyło się przez ok. pierwsze 30 min trwania doświadczenia do 50% a związków 4-, 5-, i 6-pierścieniowych odpowiednio do 70%, 90% i do 90%. Po 30 min nastąpiło zwiększenie się stężenia sumy WWA i związków 4-pierścieniowych o ok. 30%, podczas gdy stęże- Rys. 7. Sorpcja związków WWA ze ścieku przez zeolit 5A w zależności od czasu trwania doświadczenia w układzie dynamicznym Fig. 7. Sorption of PAH from wastewater with zeolite 5A during experiment in dynamic system Bez względu na typ zastosowanego zeolitu oraz czas trwania doświadczenia najbardziej obniżyło się stężenie WWA o 5 i 6 pierścieniach benzenowych w cząsteczce nawet do 80%. Nie odnotowano wpływu czasu reakcji (rys. 5) na sorpcję związków 5 i 6 pierścieniowych przez zeolit 3A, podczas gdy zastosowanie zeolitu 5A przez 24 h spowodowało zwiększenie stężenia WWA odpowiednio o 10% i 20%. Sorpcja WWA przez zeolit 5A była najbardziej efektywna w stosunku do związków o 4 pierścieniach benzenowych w cząsteczce. Zarówno w doświadczeniu przeprowadzonym w układzie statycznym, jak i dynamicznym sorpcja związków 4 pierścieniowych przez zeolit 5A spowodowała obniżenie ich stężenia w ściekach nawet o 60% w ciągu 1 h i o 80% w ciągu 24 h. Po zastosowaniu zeolitu 3A sorpcja związków 4-pierścieniowych po przeprowadzeniu doświadczenia w układzie dynamicznym (rys. 4) była przyczyną obniżenia ich stężenia w ściekach o powyżej 50%, podczas gdy po przeprowadzeniu doświadczenia w układzie statycznym ilość związków 4-pierścieniowych w ściekach wzrosła o 6% po 1 h i o 30% po 24 h. Związki 3-pierścieniowe były też najlepiej sorbowane przez zeolit 5A. Ich ilość w ściekach zmniejszyła się o 30% po przeprowadzenia doświadczenia w układzie dynamicznym (rys. 4) i o ok. 50% po przeprowadzeniu doświadczenia w układzie statycznym (rys. 5). Po zastosowaniu zeolitu 3A ilość 3-pierścieniowych WWA wzrosła w ściekach o 8% po przeprowadzenia doświadczenia dynamicznego. Przez pierwsze 30 min trwania doświadczenia WWA były wyraźnie sorbowane przez zeolit 3A (rys. 6), a po 30 min sorpcja tych związnie związków 5- i 6-pierścieniowych utrzymywało się na podobnym poziomie przez cały czas trwania doświadczenia. Suma stężenia związków WWA i związków 4-pierścieniowych w ostatnich 50 min doświadczenia ponownie zmniejszyła się do 80%. Zawartość WWA w zeolicie 3A była największa (10 20 µg/kg) dla współczynnika podziału (log K ow ) 4,0 5,0 (rys. 8). Stężenie WWA w ścieku (rys. 9) dla tych samych wartości współczynnika podziału, po zastosowaniu zeolitu 3A było wyższe (0,2 0,5 µg/l), podczas gdy dla współczynnika podziału o wartościach w granicach 5,0 6,0 zarówno zawartość WWA w zeolicie (poniżej 5 µg/kg), jak i ich stężenie w ścieku (poniżej 0,1 µg/l) było znacznie niższe. Wartości współczynnika w granicach 4,0 5,0 wskazują na WWA 3- i 4-pierścieniowe (tabela). Potwierdzałoby to hipotezę, że zeolit 3A oprócz sorpcji także powoduje rozpad związków 5- i 6-pierścieniowych na 3- i 4-pierścieniowe. Podobny jest rozkład zależności zawartości WWA w zeolicie 5A (30 40 µg/kg dla log K ow 4,0 5,0) (rys. 10), jak i ich stężenia w ścieku (0,10 0,20 µg/l dla log K ow w granicach 5,0 6,0) (rys. 11). Czas 24 h jest czasem optymalnym, w którym bez względu na rodzaj użytego zeolitu proces sorpcji WWA przeważa nad procesem ich desorpcji (rys. 8 11). Zdjęcia wykonane elektronowym mikroskopem skaningowym wykazały, że podczas doświadczeń statycznych, jak i dynamicznych struktura zeolitów nie uległa zmianie (rys. 2 i 3). Rys. 8. Zawartość WWA w zeolicie 3A w zależności od współczynnika podziału (log K ow ) po przeprowadzeniu doświadczenia w układzie statystycznym po 1 h i 24 h Fig. 8. PAH content in zeolite 3A versus partition coefficient log K ow after experiments in static system after 1 h and 24 h 90/2(2011) 239

5 Dyskusja wyników Rys. 9. Stężenie WWA w ścieku po zastosowaniu zeolitu 3A w zależności od współczynnika podziału (log K ow ) po przeprowadzeniu doświadczenia w układzie statycznym po 1 h i 24 h Fig. 9. PAH concentration in wastewater after use of zeolite 3A versus partition coefficient log K ow after experiments in static system after 1 h and 24 h Rys. 10. Zawartość WWA w zeolicie 5A w zależności od współczynnika podziału (log K ow ) po przeprowadzeniu doświadczenia w układzie statystycznym w czasie 1 h i 24 h Fig. 10. PAH content in zeolite 5A versus partition coefficient log K ow after experiments in static system after 1 h and 24 h Analiza wyników badań wykazuje, że zeolity syntetyczne typu A można stosować jako tanie sorbenty do oczyszczania ścieków z WWA. Najbardziej efektywny okazał się zeolit 5A. Wpływ na to może mieć wielkość jego kanałów, wpływająca na jego pojemność sorpcyjną. Sorpcja i rozkład cząsteczek organicznych następuje podczas interakcji powierzchni aktywnej i/lub zewnętrznej zeolitu z cząsteczką. Cząsteczki organiczne są sorbowane przez zeolit dzięki interakcji pomiędzy kationem zeolitu a atomem lub grupą funkcyjną o ładunku przeciwnym w sorbowanej cząsteczce 6). Wynika z tego, że sorpcja danego zeolitu będzie zależeć od ilości i jakości kationów w cząsteczce. Zeolit 5A zawiera więcej kationów niż zeolit 3A, stąd też jego lepsze właściwości sorpcyjne w stosunku do WWA. Bez względu na rodzaj zastosowanego zeolitu związki 5- i 6-pierścieniowe były o wiele lepiej sorbowane niż związki 3- i 4-pierścieniowe. Mechanizm sorpcji przez zeolity prawdopodobnie polega na oddziaływaniu powierzchni zewnętrznej (a nie powierzchni wewnętrznej) sorbentu i łańcuchem związku organicznego 6). WWA o długich łańcuchach najczęściej wykazują polarność stąd interakcje mogą zachodzić w wielu miejscach, dlatego związki 5- i 6-pierścieniowe są o wiele łatwiej zatrzymywane przez zeolit niż związki 3-pierścieniowe. Wzrost zawartości związków 3-pierścieniowych w ściekach i w zeolicie po przeprowadzeniu doświadczeń może świadczyć, że oprócz sorpcji związków 5- i 6-pierścieniowych następuje też ich rozpad na związki 3-pierścieniowe. Wzrost zawartości związków 3-pierścieniowych nastąpił zarówno po zastosowaniu zeolitu 3A, jak i 5A. Jednak w przypadku zastosowania zeolitu 3A wzrost zawartości związków 3-pierścieniowych był znacznie większy. Wskazuje to na większy wpływ zeolitu 3A na destrukcję łańcucha WWA w kanałach o mniejszej średnicy. Dokładne określenie rodzaju mechanizmu sorpcji WWA przez zeolity jest bardzo trudne. Wiadomo, że sorpcyjne i katalityczne zdolności zeolitów zależą od zatrzymywanych molekuł i selektywności reakcji pośrednich. Tylko molekuły o odpowiedniej wielkości mogą przejść przez okna i kanały zeolitów, i ulec sorpcji lub przemianom katalitycznym, i tylko te produkty reakcji mogą opuścić strukturę zeolitu, które są odpowiednio małe. Często może istnieć więcej niż jedna wielkość okna lub konfiguracja kanału, stąd molekuły mogą wejść tylko w niektóre z nich. W ten sposób geometryczna struktura zeolitu może wpływać na reakcję, zmieniając jej produkt. Jest to tzw. kształtowo- lub rozmiarowo-selektywna kataliza. Jednak nie tylko rozmiar kanałów ma tu znaczenie. Pomimo, że niektóre molekuły są zbyt duże by wejść do komór zeolitu lub by wejść w wąskie kanały, to granice oparte tylko na rozważaniu rozmiarów nie zawsze są właściwe. Badając struktury kompleksów sorpcyjnych różnych organicznych molekuł na różnych zeolitach można zauważyć, że nie tylko miejsca sorpcji mogą być zidentyfikowane, ale także niedostępność niektórych miejsc może być widoczna 7). Duży wpływ na sorpcję danego WWA ma także pozycja wymiennego kationu zeolitu, struktura szkieletu zeolitu podczas sorpcji, a także budowa cząsteczki sorbowanej, wpływająca na specyfikę interakcji między nią a zeolitem. Wnioski Rys. 11. Stężenie WWA w ścieku po zastosowaniu zeolitu 5A w zależności od współczynnika podziału (log K ow ) po przeprowadzeniu doświadczenia w układzie statycznym w czasie 1 h i 24 h Fig. 11. PAH concentration in wastewater after use of zeolite 5A versus partition coefficient log Kow after experiments in static system after 1 h and 24 h Wprowadzenie zeolitów typu A do ścieków surowych spowodowało obniżenie w nich stężenia sumy WWA do średnio 80%. Zeolit typu 5A był bardziej skuteczny niż zeolit typu 3A. Badane zeolity wykazały większą selektywność sorpcji i/lub destrukcji łańcucha w stosunku do 5- i 6-pierścieniowych WWA. Optymalny czas efektywności procesu wynosił 30 min. Wzrost zawartości 3-pierścieniowych WWA w ściekach po zastosowaniu zeolitów 3A i 5A może świadczyć o rozpadzie związków 5- i 6-pierścieniowych. W tym zakresie bardziej skuteczny był zeolit 3A. Otrzymano: LITERATURA 1. S. Amir, M. Hafidi, G. Merlina, H. Hamdi, J.C. Revel, Chemosphere 2005, 58, Z.B. Zhao, K. Liu, W. Xie, W.P. Pan, J.T. Riley, J. Hazard. Mater. 2000, B73, H.M. Hwang, G.D. Foster, Environ. Pollut. 2006, 140, Council of the European Community, Working document on sludge, Bruksela, 27 kwietnia 2000 r. 5. H. Ghobarkar, O. Schäf, U. Guth, Progr. Solid State Chem. 1999, 27, S. Zhen, K. Seff, Microporous and Mesoporous Mater. 2000, 39, J. Caro, M. Noack, P. Kölsch, Adsorption 2005, 11, /2(2011)