흡착성 유기 할로겐화물

Adsorbable organic halides

흡착성 유기 할로겐화물(AOX)은 매립지, 물 또는 하수 [1]폐기물의 토양과 같은 샘플링 장소의 유기 할로겐 부하를 측정한 것입니다.이 절차에서는 염소, 브롬 및 요오드를 동등한 할로겐으로 측정하지만 [2]샘플의 불소 수준은 측정하지 않습니다.

배경

최종 제품을 만들기 위해 수처리, 표백 또는 일반 합성 등의 공정에서 할로겐을 함유하는 물질을 사용하면 많은 유기 할로겐이 생성된다.이러한 유기 할로겐화물은 석유,[1] 화학 및 제지 산업에서 나오는 폐수로 방출되어 소비자에게 전달되고 결국 매립지나 해양 폐기장으로 보내집니다.토양 내에서 할로 화합물은 분해에 저항하고 종종 금속 이온과 반응하여 분해되지 않는 금속 복합체를 만들어 토양 독성을 증가시키고 수생 [3]생물의 먹이사슬에 축적됩니다.이러한 생물 축적 유기 염화물 중 최대 2000ppm이 제지 공장에서 [4]표백 유출물을 처리한 어류에서 검출되었으며, 이 [5]어류에는 2%의 수분 농도가 독성 물질로 간주됩니다.정부의 엄격한 규제가 과거 배출량을 줄였지만, 이 성분들은 염소화합물을 [citation needed]함유한 물품에 대한 부적절한 소비자 처분을 통해 수원으로 유입된다.천연수에 유기 할로겐화물의 존재는 이종 [6]생물에 의한 오염의 징후로 간주되어 왔다.일단 물에 들어가면 자연적으로 발생하는 풀브산 및 후민산은 할로겐화 플라논 MX(Z-3-클로로-4-(디클로로메틸)-5-히드록시-2(5H)-후라논)[7] 등의 돌연변이 유발 화합물을 형성할 수 있다.이러한 돌연변이 유발 화합물의 섭취는 긴 반감기와 모방 호르몬 수용체를 통해 인간의 발달과 번식에 여러 가지 이상을 일으킬 수 있다.예를 들어, 다이옥신과 같은 화합물은 몇몇 [7]조직에서 장기간 지속되는 세포 교란을 야기하는 것과 함께 스테로이드 수용체에 결합함으로써 성호르몬의 작용을 억제할 수 있다.

AOX의 결정

디클로로디페닐트리클로로에탄(DDT), 폴리염화비페놀, 다이옥신 등의 지속성 유기오염물질은 모두 AOX 분석에서 평가된다.일반적으로 유기화합물 중 염소의 양이 많을수록 독성이 높은 것으로 [8]간주된다.유기 할로겐화물을 제거하는 몇 가지 생화학 또는 전기화학 방법이 있지만, AOX는 낮은 운영 비용과 단순한 [1]설계로 인해 선호되어 왔습니다.

실험실에서 AOX 파라미터의 결정은 시료에서 [6]활성탄으로의 유기 할로겐화물의 흡착으로 이루어진다.활성탄은 시료에 후민산이 [citation needed]풍부한 경우 마이크로 컬럼[9] 또는 배치 프로세스를 사용하여 분말 또는[6] 입상화[9] 및 흡착할 수 있습니다.전기음성도와 단일쌍의 존재로 인해 활성탄에 유기 할로겐화물이 흡착되는 것을 선호하기 위한 배치 공정의 경우 종종 격렬한 흔들림이 사용된다.또한 흡착된 무기 할로겐화물은 질산 [6]등의 강산을 사용하여 씻어낸다.유기 할로겐화물이 흡착된 탄소는 여과하여 얻은 후 산소가 있는 상태에서 탄소를 포함하는 필터를 연소시킨다.화합물 중 탄화수소 부분의 연소가 CO와 HO를2 형성하지만2 할로겐은 할로겐에서 형성된다.이 할로산들은 아세트산으로 흡수된다.이후 전기화학적 정량방법인 마이크로컬럼메트릭 적정법을 사용하면 시료의 AOX 함량을 얻을 수 있다.희석비를 이용하여 해당 위치의 총 AOX 함량을 [10]추정할 수 있다.또는 펜탄 추출에 이어 모세관 가스 크로마토그래피 및 전자포착(GC-ECD)[6]을 사용하여 시료 중 염소화합물을 결정할 수 있다.질산 퍼지 후 잔류하는 유기탄소는 UV-과황산 습식 산화에 이어 적외선 검출(IR)[6] 방식으로 분석할 수 있다.AOX 수준을 정량화하기 위해 고성능 액체 크로마토그래피([1]HPLC)와 같은 다른 여러 분석 기법도 구현할 수 있다.일반적인 흡착 절차는 다음과 같습니다.

서 C ） { { { * } _ { ( } s _{ ) } } R - （ \ R - X）는 유기 할로겐화물입니다.

δ - - ( ) {은 걸러낼 수 있는 유기 할로겐화물 활성탄 착체이다.

치료

물리적 분리

수처리장에서 유기 할로겐화물은 교반된 [6]탱크에서 GAC 또는 PAC를 사용하여 흡착된다.적재된 탄소는 폴리프로필렌이나 셀룰로오스 [1]질산염과 같은 물질로 만들어진 막을 사용하여 분리된다.치료 부위의 AOX 농도를 측정하면 유기 할로겐화물 농도가 감소합니다.일부 공정은 2단계 GAC 여과법을 사용하여 AOX 전구체를 제거함으로써 [11]처리수에서 AOX의 양을 감소시킨다.2단계 여과 프로세스는 2개의 GAC 필터로 직렬로 구성됩니다.첫 번째 필터는 고갈된 GAC로 로드되고 두 번째 필터는 신규 GAC로 로드됩니다.이 셋업은 효율성이 향상되고 throughput capacity가 높기 때문에 선호됩니다.GAC는 주기적으로 교체되고 추출된 유기 할로겐화탄소 혼합물은 이후 생물학적 또는 화학적 처리를 위해 보내져 GAC를 [1][11]재생한다.종종 이러한 화학적 처리는 효과적이기는 하지만 처리 공장에 경제적인 문제를 일으킨다.

생물학적 처리

유기 할로겐화물 처리를 위한 보다 경제적으로 매력적인 옵션은 생물학적 약물을 사용하는 것이다.최근에는 염화유기화합물의 [3]분해에 박테리아(Ancylobacter aquiticalus), 곰팡이(Phanerochaete Cryosporium, Coirolus verscolor) 또는 합성효소가 사용되고 있다.미생물은 호기성 또는 혐기성 과정을 통해 할로 컴파운드를 분해한다.분해 메커니즘에는 화합물의 에너지, 혜성대사물 [3][8]또는 전자수용체로서의 사용이 포함됩니다.효소 또는 미생물 작용은 피드백 억제를 통해 조절될 수 있습니다. 즉, 시리즈의 최종 생성물은 프로세스에서 반응을 억제합니다.아래[12] 그림 1과 그림 2에 AOX를 분해할 수 있는 미생물의 예를 나타냅니다.[13]

그림 1: PCE의 단계별 성능 저하

데할로코이데스 에테노겐에 의한 페르클로로에틸렌(PCE) 등의 염소화지방족 탄화수소(CAHs)의 탈염소화 샘플이 위에 예시되어 있다.PCE는 산소 [12]분해가 가능한 미생물이 없는 고도로 염소화된 CAH 중 하나입니다.PCE의 높은 전기음성 특성은 공대사 또는 탈할호흡에 의한 전자 수용을 통해 산화제 능력을 나타낸다.공대사에서는 탄소 및 에너지원에 대한 1차 대사물을 이용함으로써 PCE의 저감을 실현한다.탈할로호흡에서는 소분자의 산화에 의한2 전자가 PCE로 전달(H가 주요 공급원이지만 포도당, 아세테이트, 포름산 및 메탄올도 사용 가능)되면 세균 증식에 필요한 에너지가 발생한다.이 메커니즘에 포함된 수소는 종종 설탕과 같은 단순한 분자나 지방산과 [12]같은 다른 복잡한 분자의 발효와 같은 다른 과정의 산물이다.또한 H에 대한2 메타노겐과의 경쟁으로 인해 저농도의2 H는 탈염소세균이 선호하며 지방산이나 부패세균 [14]바이오매스 등의 완발효화합물에 의해 확립되는 경우가 많다.여러 효소와 전자 운반체가 과정에 관여하는 동안, 두 효소가 탈염소 반응을 수행합니다.PCE 환원탈수소효소(PCE-RDase) 및 TCE 환원탈수소효소(TCE-RDase).PCE-RDase는 일반적으로 세포질에서 자유롭게 발견되는 반면 TCE-RDase는 세포질 외부 막에 부착되어 있습니다.이들 효소는 일반적으로 Fe-S 클러스터와 같은 금속 이온 클러스터를 이용하여 전자 전달 [12]주기를 완성합니다.수소는 두 개의 양성자와 두 개의 전자를 생성하기 위해 산화된다.PCE-RDase에 의해 수행되는 첫 번째 염화물의 제거는 환원 탈할로겐화에 의해 PCE를 TCE로 감소시킨다. 여기서 수소화물은 염소를 대체한다.PCE에서 손실된 염화물은 두 전자와 그에 동반되는 양성자를 얻어 HCl을 형성합니다.TCE는 PCE-RDase 또는 TCE-RDase 중 하나에 의해 cis-dichloroetne(cis-DCE)로 환원할 수 있다.염화비닐(VC) 및 에틸렌에 대한 후속 환원은 TCE-RDase에 의해 이루어진다.PCE에서 cis-DCE로의 탈염소는 cis-DCE에서 VC로의 탈염소화보다 빠르고 열역학적으로 유리하다.VC에서 에틸렌으로의 변환은 프로세스에서 가장 느린 단계이며, 따라서 전체 [14]반응 속도를 제한합니다.환원성 탈염소의 속도는 염소 원자의 수와 직접적인 상관관계가 있기 때문에 염소 [14]원자의 수가 감소하면 감소한다.또한 데술포모닐, 데살로박터, 데술프로모나스 등의 여러 세균군이 PCE에서 TCE로의 탈할로겐화를 할 수 있지만 데할로코이데스군만이 PCE에서 [14]에텐으로의 완전한 환원 탈염소를 할 수 있다.

그림 2: 야마다 외 연구진, 2008년에 의한 Ochrobactrum sp.에 의한 2,4,6-TBP 열화.

CAHs의 탈염소와 더불어 미생물은 염소 처리된 방향족 탄화수소에 작용하는 것으로 보고되었다.상기 그림 2에 방향족 AOX 함량이 감소된 반응의 예를 나타냅니다.[8][15]폴리할로겐화 페놀(PHP)과 폴리할로겐화 벤젠(PHB)의 탈할로겐화 메커니즘에 대해서는 거의 알려져 있지 않지만 방향족 고리에서의 할로겐화 위치에 대한 위치 결정성이 [8][14]관찰되었다.그러나 이 위치선택성은 반응에 대한 산화환원 전위와 반응에 [12]대한 미생물의 친숙성 모두에 의해 지배된다.또한 복잡한 방향족 구조와 함께 대부분의 미생물의 특이성 때문에 완전한 탈할로겐화를 달성하기 위해 둘 이상의 박테리아 및/또는 균류(종종 컨소시엄으로 알려져 있음)의 혼합물이 [8]이용된다.그림 2의 반응은 Ochrabactrum에 [13]의한 2,4,6-트리브로모페놀(2,4,6-TBP)의 환원성 데브로미네이션이다.분석결과와 함께 분자의 상대적 분해에 기초하여 탈할로게나아제에 의한 오르토브로민의 데브롬화를 통해 2,4,6-TBP의 분해가 진행되어 2,4-디브로모페놀(2,4-DBP)을 산출하는 것으로 가정되어 왔다.두 개의 오르토 브롬이 있기 때문에 어느 한 쪽의 오르토 카본의 괴사체는 같은 제품을 만들어 낼 것입니다.Pseudomonas galthei 또는 Azotobacter sp.와 같은 다른 종들은 메타 또는 오르토 -할라이드보다 파라-할라이드를 선호했다.예를 들어 Azotobacter sp.는 오르토와 파라할라이드 간의 TCP-4-모노옥시게나아제 선택성 차이로 인해 2,4,6-트리클로로페놀(2,4,6-TCP)을 2,6-디클로로히드로퀴논으로 분해한다.종 간 위치선택성의 차이는 3차원 효소 구조의 특이성과 입체 상호작용의 [13]장애에 기인할 수 있다.2,4,6-TBP의 페놀기에 의해 양성자가 손실되어 음전하 할로페놀라트 이온이 형성된다고 가정되어 왔다.이어서 NAD(P)H로부터의 수소화 음이온에 의한 친핵공격 및 공진배열로 파라카본의 공격을 통해 브롬을 수소화물로 치환하여 2,4-DBP를 형성한다.유사한 패턴의 후속 공정에서 2-브로모페놀과 페놀을 최종 공정에서 산출한다.페놀은 메탄과 이산화탄소를 만들기 위해 미생물에 의해 대사되거나 [12][13]AOX보다 쉽게 추출될 수 있다.

관련 용어

유기 할로겐화물, 추출성 유기 할로겐화물(EOX) 및 총 유기 할로겐화물(TOX)은 이 주제와 관련된 내용입니다.EOX는 용매를 사용하여 할로겐화물을 추출하는 방법에 대한 정보를 제공하는 반면, TOX는 샘플의 총 유기 할로겐화물 함량에 대한 정보를 제공합니다.이 값은 AOX 및 추출 가능한 유기 할로겐화물의 비율을 추정하기 위해 유기 화합물을 태우는 데 필요한 산소를 추정하는 핵심 요소인 생화학 산소 요구량(BOD) 또는 화학적 산소 요구량(COD)을 추정하는 데 사용할 수 있습니다.

레퍼런스

  1. ^ a b c d e f Wan Osman, Wan Hasnidah; Sheik Abdullah, Siti Rozaimah; Mohamad, Abu Baker; Kadhum, Abdul Amir H.; Abd Rahman, Ramki (2013) [2013]. "Simultaneous removal of AOX and COD from real recycled paper wastewater using GAC-SBBR". Journal of Environmental Management. 121: 80–86. doi:10.1016/j.jenvman.2013.02.005. PMID 23524399.
  2. ^ Hileman, Bette; Long, Janice R.; Kirschner, Elisabeth M. (1994-11-21). "Chlorine Industry Running Flat Out Despite Persistent Health Fears". Chemical & Engineering News Archive. 72 (47): 12–26. doi:10.1021/cen-v072n047.p012. ISSN 0009-2347.
  3. ^ a b c Savant, D.V.; Abdul-Rahman, R.; Ranade, D.R. (2005). "Anaerobic degradation of adsorbable organic halides (AOX) from pulp and paper industry wastewater". Bioresource Technology. 97 (9): 1092–1104. doi:10.1016/j.biortech.2004.12.013. PMID 16551531.
  4. ^ Bjørseth, Alf; Carlberg, George E.; Møller, Mona (1979-03-01). "Determination of halogenated organic compounds and mutagenicity testing of spent bleach liquors". Science of the Total Environment. 11 (2): 197–211. Bibcode:1979ScTEn..11..197B. doi:10.1016/0048-9697(79)90027-5.
  5. ^ Hutchins, Floyd E (1979). Toxicity of Pulp and Paper Mill Effluent: a Literature Review. National Service Center for Environmental Publications. p. 2.
  6. ^ a b c d e f g Grøn, Christian (1993-08-01). "Organic Halogen Group Parameters as Indicators of Ground Water Contamination". Ground Water Monitoring & Remediation. 13 (3): 148–158. doi:10.1111/j.1745-6592.1993.tb00084.x. ISSN 1745-6592.
  7. ^ a b Långvik, Vivi-Ann; Holmbom, Bjarne (1994-03-01). "Formation of mutagenic organic by-products and AOX by chlorination of fractions of humic water". Water Research. 28 (3): 553–557. doi:10.1016/0043-1354(94)90006-X.
  8. ^ a b c d e Bajpai, Pratima; Bajpai, Pramod K. (1997-01-01). Eriksson, K.-E. L.; Babel, Prof Dr W.; Blanch, Prof Dr H. W.; Cooney, Prof Dr Ch L.; Enfors, Prof Dr S.-O.; Eriksson, Prof Dr K.-E. L.; Fiechter, Prof Dr A.; Klibanov, Prof Dr A. M.; Mattiasson, Prof Dr B. (eds.). Biotechnology in the Pulp and Paper Industry. Advances in Biochemical Engineering/Biotechnology. Springer Berlin Heidelberg. pp. 213–259. doi:10.1007/bfb0102076. ISBN 9783540618683.
  9. ^ a b c Bornhardt, C.; Drewes, J. E.; Jekel, M. (1997-01-01). "Removal of organic halogens (AOX) from municipal wastewater by powdered activated carbon (PAC) / activated sludge (AS) treatment". Water Science and Technology. Advanced wastewater treatment: Nutrient removal and anaerobic processes. 35 (10): 147–153. doi:10.1016/S0273-1223(97)00207-2.
  10. ^ "ILIAS 3". cgi.tu-harburg.de. Retrieved 2016-10-11.
  11. ^ a b Vahala, R.; Långvik, V. -A.; Laukkanen, R. (1999-01-01). "Controlling adsorbable organic halogens (AOX) and trihalomethanes (THM) formation by ozonation and two-step granule activated carbon (GAC) filtration". Water Science and Technology. 40 (9): 249–256. doi:10.1016/S0273-1223(99)00663-0.
  12. ^ a b c d e f Zhang, Chunlong; Bennett, George N. (2005-01-26). "Biodegradation of xenobiotics by anaerobic bacteria". Applied Microbiology and Biotechnology. 67 (5): 600–618. doi:10.1007/s00253-004-1864-3. ISSN 0175-7598. PMID 15672270.
  13. ^ a b c d YAMADA, Takashi; TAKAHAMA, Yuhki; YAMADA, Yasuhiro (2008-05-23). "Biodegradation of 2,4,6-Tribromophenol by Ochrobactrum sp. Strain TB01". Bioscience, Biotechnology, and Biochemistry. 72 (5): 1264–1271. doi:10.1271/bbb.70755. ISSN 0916-8451. PMID 18460800.
  14. ^ a b c d e Tiehm, Andreas; Schmidt, Kathrin R (2011). "Sequential anaerobic/aerobic biodegradation of chloroethenes—aspects of field application". Current Opinion in Biotechnology. 22 (3): 415–421. doi:10.1016/j.copbio.2011.02.003. PMID 21377349.
  15. ^ Song, Xueping; Pei, Yong; Su, Jingjing; Qin, Chengrong; Wang, Shuangfei; Nie, Shuangxi (2016-07-19). "Kinetics of Adsorbable Organic Halides (AOX) Reduction in Laccase-Aided Chlorine Dioxide Bleaching of Bagasse Pulp". BioResources. 11 (3): 7462–7475. doi:10.15376/biores.11.3.7462-7475. ISSN 1930-2126.