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ALMA MATER STUDIORUM-UNIVERSITA’ DI BOLOGNA FACOLTA’ DI FARMACIA

CORSO DI STUDIO IN CHIMICA E TECNOLOGIA FARMACEUTICHE

I PROCESSI DI OSSIDAZIONE AVANZATA NEL

TRATTAMENTO DELLE ACQUE: LA DEGRADAZIONE DI

UN DISORGANIZZATORE ENDOCRINO, L’OCTILFENOLO

Presentata da: Relatore:

MICHELA SARACINO Prof. ENRICO GATTAVECCHIA

Matricola n° 0000145108 Correlatore:

Dott. SALVATORE SILVANO EMMI

ISOF-CNR Bologna

Sessione II

Anno accademico 2008/2009

Al mio papà

INDICE

1

INDICE

INDICE ........................................................................................................................ 1

SCOPO DELLA TESI .................................................................................................. 5

Capitolo 1

INTRODUZIONE .................................................................................................... 7

1.1 IL “PROBLEMA ACQUA” NEL MONDO............................................. 7

1.2 GLI INQUINANTI DELLE ACQUE....................................................... 8

1.2.1 I TENSIOATTIVI ............................................................................ 9

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

1.3 I TRATTAMENTI DELLE ACQUE REFLUE ...................................... 14

1.3.1 I SISTEMI DI TRATTAMENTO CONVENZIONALI .................. 15

1.3.1.1 Coagulazione ............................................................................ 15

1.3.1.2 Flocculazione ............................................................................ 15

1.3.1.3 Sedimentazione ......................................................................... 15

1.3.1.4 Filtrazione ................................................................................. 16

1.3.1.5 Clorazione (disinfezione) .......................................................... 16

1.3.1.6 Processi biologici ...................................................................... 16

1.3.1.7 Osmosi inversa e nanofiltrazione ............................................... 17

1.3.2 SVANTAGGI DEI TRATTAMENTI TRADIZIONALI ................. 18

1.3.3 LA QUALITA’ DELL’ACQUA ..................................................... 20

Capitolo 2

I DISORGANIZZATORI ENDOCRINI ................................................................. 22

2.1 CLASSIFICAZIONE DEGLI ED .......................................................... 22

2.1.1 ALTERATORI ENDOCRINI DI ORIGINE NATURALE ............. 23

2.1.2 ALTERATORI ENDOCRINI DI SINTESI .................................... 24

2.2 FONTI DI ESPOSIZIONE .................................................................... 28

2.3 MECCANISMI D’AZIONE DEGLI ED ................................................ 29

2.4 ANOMALIE DELL’APPARATO RIPRODUTTIVO ............................ 29

2

2.5 METODI DI STUDIO ........................................................................... 32

2.5.1 SAGGI IN VITRO.......................................................................... 32

2.5.2 SAGGI IN VIVO ............................................................................ 34

2.5.3 ALTRI METODI DI STUDIO ........................................................ 35

2.5.3.1 La vitellogenina come biomarcatore .......................................... 35

2.5.3.2 I modelli QSAR ........................................................................ 35

2.6 UNA CLASSE IMPORTANTE DI ED: GLI ALCHILFENOLI ............ 36

2.7 OCTILFENOLO .................................................................................... 37

2.7.1 TOSSICITA’ DELL’OCTILFENOLO............................................ 38

2.7.2 USI E IMPATTO AMBIENTALE DELL’OCTILFENOLO .......... 38

2.8 REACH ................................................................................................. 39

Capitolo 3

I PROCESSI DI OSSIDAZIONE AVANZATA ..................................................... 41

3.1 I PRINCIPALI PROCESSI DI OSSIDAZIONE AVANZATA .............. 43

3.1.1 RADIAZIONI UV/H2O2 ................................................................. 43

3.1.2 OZONIZZAZIONE ........................................................................ 45

3.1.3 FOTOCATALISI (UV/TiO2) .......................................................... 46

3.1.4 FENTON E FOTO-FENTON ......................................................... 48

3.1.5 PROCESSI CHE UTILIZZANO LE RADIAZIONI IONIZZANTI 49

3.1.5.1 E-beams .................................................................................... 49

3.1.5.2 Radiazioni γ .............................................................................. 49

3.1.6 ULTRASUONI .............................................................................. 50

3.2 RADIOLISI DELL’ACQUA ................................................................. 52

3.2.1 RADICALE IDROSSILE ............................................................... 54

3.2.2 PRODOTTI MOLECOLARI .......................................................... 57

3.2.3 RADICALE IDROPEROSSILE ..................................................... 58

3.2.4 ELETTRONE SOLVATATO ......................................................... 59

3.2.5 ATOMO DI IDROGENO ............................................................... 59

3.2.6 SCAVANGERS ............................................................................. 60

3.2.6.1 Protossido d’azoto ..................................................................... 60

3.2.6.2 Ossigeno molecolare ................................................................. 60

3

3.3 OSSIDAZIONE DEL FENOLO AD OPERA DEL RADICALE OH ..... 61

Capitolo 4

MATERIALI E TECNICHE STRUMENTALI ...................................................... 63

4.1 SORGENTE DI RADIAZIONI IONIZZANTI: LA γ-CELL .................. 63

4.1.1 DOSE ............................................................................................. 65

4.1.1.1 Dosimetro di Fricke .................................................................. 66

4.2 REATTORE FOTOCHIMICO .............................................................. 70

4.3 BAGNO A ULTRASUONI ................................................................... 71

4.4 TECNICHE DI RIVELAZIONE ........................................................... 71

4.4.1 ANALISI SPETTROFOTOMETRICA ........................................... 71

4.4.2 ANALISI IR IN TEMPO REALE .................................................. 71

4.5 PROVE DI ECOTOSSICITA’ BASATE SULLA LUMINOSITÁ

BATTERICA ..................................................................................................... 73

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

4.6 PREPARAZIONE DEI CAMPIONI DA TRATTARE .......................... 75

Capitolo 5

RISULTATI E DISCUSSIONE .............................................................................. 77

5.1 PROVE PRELIMINARI ........................................................................ 77

5.2 TRATTAMENTI DI DEGRADAZIONE PER MEZZO DEI PROCESSI

DI OSSIDAZIONE AVANZATA ..................................................................... 78

5.2.1 TRATTAMENTO CON RADIAZIONI γ ....................................... 78

5.2.1.1 OP + γ ....................................................................................... 79

5.2.1.2 OP + γ + TiO2 ........................................................................... 83

5.2.1.3 OP + γ + TiO2 + H2O2 ............................................................... 85

5.2.1.4 OP + γ (24 ore) ......................................................................... 86

5.2.2 TRATTAMENTO CON RADIAZIONI UV ................................... 87

5.2.2.1 OP + UV + TiO2 e/o H2O2: trattamento continuo....................... 87

5.2.2.2 OP + UV + H2O2 con e senza TiO2: trattamento discontinuo .... 92

5.2.3 CONFRONTO TRA TRATTAMENTO γ E UV............................. 95

5.2.4 TRATTAMENTO CON ULTRASUONI........................................ 96

5.3 ANALISI CON REACTIR™ ................................................................ 98

5.4 ANALISI TOSSICOLOGICA ............................................................. 101

4

Capitolo 6

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

Capitolo 7

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

Capitolo 8

RINGRAZIAMENTI ........................................................................................... 110

SCOPO DELLA TESI

5

SCOPO DELLA TESI

Il problema della contaminazione delle acque ad opera di composti organici

biorecalcitranti sta diventando sempre più preoccupante. Poiché i metodi

tradizionali di trattamento delle acque reflue presentano alcuni

inconvenienti, tra cui quello di non distruggere completamente gli

inquinanti o di crearne di nuovi (come nel caso della disinfezione con il

cloro), si sta spingendo ad una graduale sostituzione di questi sistemi con

tecnologie che consentano di ridurre o addirittura eliminare gli inquinanti

pericolosi per la salute umana.

I processi di ossidazione avanzata rappresentano una valida alternativa ai

sistemi convenzionali di depurazione delle acque, considerata la loro

potenziale capacità di condurre alla completa mineralizzazione degli

inquinanti o, eventualmente, alla loro trasformazione in molecole

biodegradabili.

Questa tesi svolge un’indagine sperimentale sulla degradazione in acqua

dell’octilfenolo per mezzo dei processi di ossidazione avanzata.

L’octilfenolo deriva dall’octilfenolo polietossilato, il quale è un tensioattivo

non-ionico molto noto e ampiamente usato in numerosi detergenti sia

domestici che industriali; si trova nei corpi idrici in seguito ai processi

degradativi della forma polietossilata che si verificano in essi, per

degradazione naturale, o in seguito ai trattamenti di depurazione: esso è

dunque contenuto nelle acque che dopo il trattamento vengono riversate nei

mare, nei fiumi o nei laghi, dove viene assunto dagli organismi acquatici.

Esiste il sospetto che l’esposizione da parte dell’uomo all’octilfenolo possa

costituire un rischio per la sua salute: vari test in vitro e in vivo hanno

dimostrato la sua attività estrogenica.

I tipi di processi di ossidazione avanzata impiegati per le prove di

degradazione dell’octilfenolo sono stati i raggi γ, le radiazioni UV e gli

ultrasuoni.

SCOPO DELLA TESI

6

Lo scopo è quello di trovare il processo ossidativo più adatto per la sua

decomposizione, ottimizzando i parametri chimico-fisici dei diversi metodi

presi in esame.

Sono state condotte delle prove in presenza di agenti che potenziano la

produzione di radicali OH nelle soluzioni sottoposte ai processi ossidativi,

con l’intento di migliorarne l’efficienza: un fotocatalizzatore, il biossido di

titanio (TiO2), e il perossido di idrogeno (H2O2) sono stati addizionati alle

soluzioni di octilfenolo, sia singolarmente, sia insieme, sfruttando il loro

effetto sinergico.

INTRODUZIONE

7

Capitolo 1

INTRODUZIONE

1.1 IL “PROBLEMA ACQUA” NEL MONDO

Nel corso del ventesimo secolo il mondo ha vissuto un’esplosione

tecnologica e industriale che, insieme allo sviluppo economico e

all’aumento demografico, ha causato un notevole incremento nell’utilizzo

di uno dei beni più preziosi, l’acqua.

Mentre duemila anni fa un romano usava circa 15 litri di acqua al giorno

per bere, mangiare e lavarsi, oggi il consumo quotidiano di acqua pro

capite in Italia varia dai 170 ai 200 litri. L’aumento del consumo di acqua

ha, come conseguenza diretta, un accrescimento dell’inquinamento idrico,

che ne preclude parzialmente o totalmente l’uso a cui è stata destinata.

In contrasto con l’uso sempre più sfrenato e inconsapevole di acqua nei

paesi industrializzati, più di un miliardo di persone nel mondo soffre per la

scarsità di acqua. Basti pensare che una famiglia africana usa meno di 20

litri di acqua al giorno.

Secondo un recente rapporto dell'Onu, più di 1 miliardo e 200 milioni di

persone non hanno accesso sufficiente a fonti di acqua pulita e quasi altri 2

miliardi vivono senza servizi igienici. L’acqua sporca fa ogni anno nel

mondo oltre 1,6 milioni di morti: il 90% delle vittime sono bambini sotto i

5 anni, la maggior parte nei Paesi in via di sviluppo. Sempre l’Onu avverte

che nel 2030 quasi metà della popolazione mondiale, oltre 3 miliardi di

persone, potrebbe rimanere senz'acqua.

Uno dei possibili rimedi per un uso più razionale delle risorse idriche è

rappresentato dalla possibilità di recuperare le acque reflue dopo un

opportuno trattamento depurativo, per destinarle poi a nuovi impieghi. La

scelta del tipo di processo e del grado di trattamento da praticare dipende

dalla fonte dell’acqua e dall’uso che se ne intende fare. Le acque depurate

INTRODUZIONE

8

possono essere riutilizzate dalle industrie per i loro processi interni, come

acqua antincendio, per il lavaggio di strade e automobili, per l’irrigazione

in campo agricolo, oppure dalla rete civica come acqua potabile.

Purtroppo i paesi in via di sviluppo partono da una posizione svantaggiata

nello sviluppo delle acque reflue come risorsa, per la mancanza di mezzi e

di tecnologie che li mettano in condizione di costituire gli impianti di

depurazione e di suddividere le acque reflue in diversi regimi di trattamento

e destinazione. Nei paesi industrializzati esiste invece la possibilità di

costruire due grandi reti di condotte, una per l’adduzione di acqua potabile

e l’altra per l’acqua grezza.

1.2 GLI INQUINANTI DELLE ACQUE

Le acque che derivano dagli scarichi civili, dai processi industriali e dalle

attività agricole contengono una moltitudine di composti inquinanti, la

maggior parte dei quali sono particolarmente pericolosi per la salute

dell’uomo e per la sopravvivenza di numerose specie viventi. Questi

composti si suddividono in tre gruppi principali:

- batteri, virus, protozoi, tutti agenti che provocano malattie (colera,

salmonellosi, ecc.).

- composti inorganici solubili in acqua, come gli acidi, i sali e i metalli

tossici (cadmio, piombo, mercurio). Appartengono a questo gruppo

di composti anche i residui radioattivi, ovvero gli elementi instabili

che decadono emettendo radiazioni ionizzanti.

- composti organici, quali gli idrocarburi saturi, insaturi e aromatici.

Questi composti formano olii, detersivi, i quali contengono

tensioattivi ed emulsionanti, plastiche, pesticidi.

In questa tesi è studiato un inquinante presente in maniera ubiquitaria e

persistente nell’ambiente acquatico, l’octilfenolo: esso deriva dalla

degradazione, che avviene negli impianti di depurazione delle acque reflue,

di un tensioattivo non-ionico usato nei detergenti sia domestici che

industriali, e per esso è stata dimostrata un’attività a livello del sistema

endocrino.

INTRODUZIONE

9

Segue una panoramica sui tensioattivi e sulla loro suddividono in base alle

caratteristiche chimiche.

1.2.1 I TENSIOATTIVI

Le molecole situate all’interno di un liquido sono soggette a forze di

attrazione bilanciate in tutte le direzioni, mentre quelle disposte sulla

superficie risentono solo di forze attrattive da parte di molecole situate

lateralmente o inferiormente. L’azione di tali forze contrae la superficie,

facendo sì che essa si comporti come una membrana. Lo stato di tensione

delle molecole che si trovano sulla superficie di separazione liquido-aria è

la tensione superficiale.

Figura 1.1 Tensione superficiale

I tensioattivi sono composti organici costituiti da una parte idrofila (fase

polare) e da una parte idrofoba (fase apolare). Il loro nome si riferisce al

fatto che agiscono sulla tensione superficiale nelle soluzioni acquose,

provocandone un abbassamento. Questa caratteristica li rende sostanze con

proprietà schiumogene, bagnanti, detergenti e solubilizzanti.

Saponi e detergenti

I primi tensioattivi della storia furono i saponi (tensioattivi naturali), che

chimicamente sono sali alcalini di acidi grassi. Nell’industria saponiera, il

grasso viene completamente idrolizzato a caldo con soda caustica (reazione

di saponificazione), poi si aggiunge il sale (NaCl) per aiutare la

precipitazione del sapone. Il sapone viene quindi purificato con acqua

bollente che estrae i residui di base, alcoli, sale e glicerolo, trattato con

INTRODUZIONE

10

additivi (pomice, coloranti, profumi), e infine rifuso e lavorato con

appropriati stampi.

La più antica formula conosciuta per la fabbricazione del sapone risale al

3000 a.C., e fu rinvenuta in Mesopotamia. I processi della sua produzione

si svilupparono nel corso dei secoli, fino a quando all’inizio del novecento

iniziarono a diffondersi i detergenti, che oggi comprendono una vasta

gamma di prodotti utilizzati in grande quantità, sia in ambito domestico, sia

industriale. I detergenti sono costituiti da composti chimici sintetici che

possono essere dannosi per la salute umana e compromettere i delicati

equilibri degli ecosistemi, a causa della loro tossicità intrinseca, della loro

permanenza nell’ambiente e dell’alto potenziale di bioaccumulo.

I saponi mostrano una maggiore compatibilità con l’uomo e l’ambiente, in

quanto sono sostanze biodegradabili, ma presentano lo svantaggio di essere

sensibili alle acque dure, cioè si solubilizzano di meno in presenza degli

ioni Ca2+

e Mg2+

, i quali si trovano nell’acqua, perdendo così le

caratteristiche di detergenza. Invece, i tensioattivi sintetici non

diminuiscono la solubilità in presenza delle acque dure, mostrano potere

schiumogeno, una buona detergenza, e sono batteriostatici e battericidi.

I detergenti sono costituiti dai tensioattivi, che sono i componenti

principali, e da altre sostanze complementari, quali i complessanti, i

perossidi e gli sbiancanti, i conservanti, gli enzimi, i riempitivi e gli

addensanti, gli emollienti e i profumi.

1.2.1.1 Suddivisione dei tensioattivi

I tensioattivi si possono classificare in quattro categorie a seconda della

natura del gruppo idrofilo.

- Tensioattivi NON IONICI

I tensioattivi non ionici hanno l’estremità idrofila costituita da un gruppo

senza carica elettrica; possiedono la capacità di lavare a basse temperature

e sono poco schiumosi. Una delle maggiori classi di composti appartenenti

alla categoria dei tensioattivi non ionici sono gli alchilfenoli polietossilati,

di cui fa parte l’octilfenolo.

INTRODUZIONE

11

R

R

O―CH₂―CH₂ ―OH

n

OH

- Tensioattivi ANIONICI

I tensioattivi anionici hanno l’estremità idrofila rappresentata da un gruppo

carico negativamente: si tratta di gruppi carbossilato, solfato, solfonato. La

catena alchilica alla quale è legato il gruppo carico negativamente può

essere ramificata o lineare. Uno dei tensioattivi anionici più comuni è il

sodio dodecil solfato (SDS).

Questi composti rappresentano la categoria predominante dei tensioattivi

che si trovano attualmente sul mercato.

SODIO DODECIL SOLFATO

ALCHILFENOLO POLIETOSSILATO

ALCHILFENOLO

INTRODUZIONE

12

- Tensioattivi CATIONICI

I tensioattivi cationici presentano un gruppo carico positivamente

all’estremità idrofila. Essi sono generalmente sali di ammonio quaternario,

dotati di azione umettante e batteriostatica: sono infatti importanti come

disinfettanti e vengono utilizzati realizzare ammorbidenti.

- Tensioattivi ANFOTERI

I tensioattivi anfoteri hanno sia la carica negativa che quella positiva, con

caratteristiche intermedie tra i non ionici e gli anionici. Questi composti

attenuano l'aggressività dei tensioattivi anionici, per questo nella cosmesi

sono spesso accoppiati a SDS.

CH3

│

RCH2+NCH2SO3

- SOLFOBETAINE

│

CH3

CH3

│

RCH2+NCH2COO

- ALCHILBETAINE

│

CH3

INTRODUZIONE

13

TENSIOATTIVI

non ionici ionici

Alchilfenolipolietossilati

Alchilfenoli

Octilfenolo

anionicicationici(R₄N⁺X⁻) (Alchilsolfa

ti, Alchilbenzensolfonati)

anfoteri

(Alchilbetaine, Solfobetaine)

Schema 1.1 Suddivisione dei tensioattivi

INTRODUZIONE

14

1.3 I TRATTAMENTI DELLE ACQUE REFLUE

Le acque reflue,che in passato contenevano quasi esclusivamente sostanze

biodegradabili, presentano attualmente maggiori problemi di smaltimento,

a causa della presenza sempre più ampia di composti chimici di origine

sintetica. Il mare, i fiumi ed i laghi non sono in grado di ricevere una

quantità di sostanze inquinanti superiore alla propria capacità

autodepurativa (i batteri aerobi presenti nell’acqua demoliscono e

metabolizzano gli inquinanti biodegradabili) senza vedere compromessa la

qualità delle proprie acque ed i normali equilibri dell'ecosistema.

I trattamenti di depurazione delle acque si distinguono in preliminari,

primari, secondari e terziari.

- I trattamenti preliminari sono essenzialmente di tipo meccanico e la

loro funzione principale è quella di eliminare i materiali di

dimensioni grossolane, le sabbie e gli oli che non sono accettabili nel

corpo idrico ricettore e sono incompatibili con i processi di

depurazione successiva, dove potrebbero provocare intasamenti,

erosioni, rallentamenti e inibizione dei processi di depurazione

biologica.

- I trattamenti primari hanno lo scopo principale di rimuovere le

sostanze sedimentabili.

- I trattamenti secondari possono essere di tipo biologico e di tipo

chimico. I primi interessano prevalentemente la frazione disciolta e

colloidale delle sostanze organiche, i secondi le sostanze colloidali e

anche le sostanze inorganiche che possono essere rimosse per

precipitazione.

- I trattamenti terziari hanno come obiettivo il miglioramento generale

della qualità dell’effluente finale, l’abbattimento dell’azoto e del

fosforo e l’abbattimento della carica batterica.

La sequenza delle fasi di trattamento di ogni impianto di depurazione delle

acque e la complessità di ciascuna di queste fasi dipendono dalle

caratteristiche dell’inquinamento e dai risultati che si vogliono conseguire:

l’acqua destinata ad un riciclo industriale subirà trattamenti meno rigorosi

rispetto a quella che sarà utilizzata come acqua potabile a livello urbano.

INTRODUZIONE

15

1.3.1 I SISTEMI DI TRATTAMENTO CONVENZIONALI

Di seguito sono esposti i principali processi che trovano applicazione negli

impianti di trattamento delle acque reflue.

1.3.1.1 Coagulazione

La coagulazione è necessaria per rimuovere il materiale organico e la

torbidità dall’acqua.

Le sostanze indesiderate più difficilmente eliminabili dall’acqua naturale

sono quelle che sono disciolte (materie organiche che causano la

colorazione dell’acqua e la formazione dei trialometani) e quelle che hanno

piccole dimensioni (particelle colloidali che provocano la torbidità).

Lo scopo della coagulazione è quindi quello di neutralizzare le cariche di

queste sostanze al fine di favorire la formazione di un agglomerato. Per fare

questo si aggiunge all’acqua un prodotto chimico caricato positivamente

denominato “coagulante” (sali di alluminio o di ferro, polimeri), e la sua

iniezione si effettua mentre si agita l’acqua fortemente al fine di disperderlo

rapidamente.

1.3.1.2 Flocculazione

Il processo di flocculazione consiste nell’aggregazione di particelle presenti

in acqua in gruppi più ampi o “fiocchi”, che sedimenteranno nel successivo

processo di sedimentazione. I fiocchi si formano in seguito ad una

agitazione lenta e prolungata, che fa si che le particelle collidano le une con

le altre. La miscelazione deve essere sufficiente a far si che le particelle

collidano, ma deve essere anche delicata per prevenire che le particelle

flocculate si rompano.

1.3.1.3 Sedimentazione

La sedimentazione ha lo scopo di produrre un’acqua chiarificata, e consiste

nel fare sedimentare le particelle flocculate sul fondo di una vasca per

effetto della gravità. I solidi precipitati vengono poi rimossi dal fondo del

sedimentatore: essi devono essere smaltiti come rifiuti e trattati in maniera

appropriata.

INTRODUZIONE

16

1.3.1.4 Filtrazione

La filtrazione è un processo che utilizza dei filtri per separare dall’acqua le

particelle solide, che sono sospese nell’acqua stessa. Lo scopo è quello di

rimuovere le piccole particelle ed i patogeni non eliminati dai processi di

coagulazione, flocculazione e sedimentazione.

La filtrazione più usata è quella su mezzo granulare, che può essere di sola

sabbia o di sabbia e antracite.

Un particolare dispositivo filtrante è rappresentato dal carbone attivo, che

svolge un’azione adsorbente nei confronti di molte sostanze organiche

inquinanti. L’uso dei filtri a carbone attivo è penalizzato dal fatto che, in

condizioni di massima saturazione, potrebbero rilasciare tutto quello che in

precedenza hanno adsorbito.

1.3.1.5 Clorazione (disinfezione)

Questa operazione consiste nell’addizione di cloro all’acqua, e ha lo scopo

di inattivare i microrganismi patogeni. Generalmente viene usato sotto

forma di ipoclorito di sodio, NaClO, che quando si scioglie in acqua

conduce alla formazione dell’acido ipocloroso (HOCl) e dello ione

ipoclorito (OCl−) meno attivo. L’acido ipocloroso, elettricamente neutro,

penetra attraverso la parete cellulare degli agenti patogeni, la quale è carica

negativamente, provocando la morte dei microrganismi stessi.

1.3.1.6 Processi biologici

La depurazione attraverso trattamenti biologici sfrutta tecnologie basate

essenzialmente su fenomeni naturali fatti svolgere in ambienti creati

artificialmente, in modo che i parametri che regolano tali processi possano

essere controllati in maniera ottimale. La depurazione biologica è un

processo che ha come principali protagonisti comunità di organismi

viventi. Sia in ambiente naturale (autodepurazione) che artificiale (impianto

di trattamento), l'azione di popolazioni microbiche, diverse e in

cooperazione tra loro, porta alla degradazione delle sostanze inquinanti

presenti nelle acque attraverso processi di mineralizzazione e di raccolta in

un materiale semisolido (fango), che in seguito può essere separato dalle

INTRODUZIONE

17

acque per sedimentazione. La comunità di microrganismi, utile al processo

di depurazione, è costituita principalmente da batteri e da una variegata

microfauna, che in parte sono già presenti nel liquame da trattare, in parte

provengono dall'ambiente circostante. Lo sviluppo e la crescita di questa

comunità biologica sono determinati dalla sostanza organica contenuta nel

liquame da depurare; quindi, si forma una catena alimentare del detrito

all'interno di quello che è definibile come un ecosistema artificiale.

Un trattamento biologico può precedere o seguire un trattamento chimico-

fisico a seconda della tipologia dei reflui da trattare.

1.3.1.7 Osmosi inversa e nanofiltrazione

Si ricorre all’osmosi inversa e alla nanofiltrazione per la rimozione di

composti solubili e non biodegradabili.

Sono tecniche a membrana che consentono di separare dall’acqua sali e

molecole organiche solubili, mediante l’applicazione di una differenza di

pressione ai due lati della membrana: l’acqua così attraversa la membrana,

che però è impermeabile al soluto.

Figura 1.1 Un impianto tipico per la potabilizzazione delle acque municipali

costituito da più stadi: 1) Miscelazione. 2) Coagulazione. 3) Decantazione. 4)

Filtrazione. 5) Clorazione.

INTRODUZIONE

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1.3.2 SVANTAGGI DEI TRATTAMENTI TRADIZIONALI

I sistemi di trattamento tradizionali delle acque reflue non portano alla

totale degradazione e rimozione di tutti gli inquinanti, e così essi sono

continuamente reintrodotti nelle acque di superficie o nelle acque

sotterranee, a loro volte destinate a nuovi utilizzi. Questi metodi, infatti,

non sono distruttivi, in quanto trasferiscono l’inquinante dalla fase acquosa

contaminata ad una un’altra fase, con conseguente necessità di un

trattamento successivo.

Un altro svantaggio è la produzione di sottoprodotti inquinanti causata da

alcuni metodi tradizionali. Il metodo della clorazione, impiegato per

eliminare gli agenti patogeni dalle acque trattate, conduce alla formazione

di vari idrocarburi alogenati ritenuti cancerogeni. Tali composti sono

normalmente rimossi con carbone attivo, che in seguito viene bruciato;

quest’ultima operazione produce ossidi di cloro che, insieme ai diversi

ossidi di azoto e zolfo, sono considerati i diretti responsabili delle piogge

acide.

Queste sono le ragioni per cui negli ultimi decenni particolare attenzione è

stata dedicata allo sviluppo e alla ottimizzazione di processi che permettano

di ottenere la distruzione delle molecole inquinanti in modo efficace ed

ecosostenibile. Particolarmente interessanti si sono rivelati i processi di

ossidazione avanzata, che prevedono la formazione di specie chimiche

altamente reattive, le quali promuovono la degradazione di substrati

organici, tra cui anche i composti biorecalcitranti.

INTRODUZIONE

19

VANTAGGI SVANTAGGI

Tecniche già largamente

utilizzate, affidabili e adatte

al processo automatico

Tecniche che non eliminano in

maniera definitiva gli inquinanti

dell’acqua, ma li separano in una

matrice solida: questo produce

un rischio per l’ambiente

Possibilità di riutilizzo delle

sostanze di scarto

I solidi inquinanti che si

producono fanno aumentare i

costi del trattamento

Possono essere trattati rifiuti

in un vasto range di

concentrazione

Svantaggio economico per tutti

i metodi che utilizzano additivi

chimici

Costi contenuti Produzione di sottoprodotti

inquinanti

I metodi di clorazione

producono sostanze

cancerogene

Tabella 1.1 Principali vantaggi e svantaggi dei trattamenti tradizionali

TRATTAMENTI TRADIZIONALI

INTRODUZIONE

20

1.3.3 LA QUALITA’ DELL’ACQUA

Alcuni dei parametri attraverso cui viene misurata la qualità dell’acqua

sono:

- Total Organic Carbon (TOC)

Il TOC valuta l’inquinamento organico dell’acqua.

Il metodo che lo determina si basa sull’ossidazione termica o chimica a

umido del carbonio organico a biossido di carbonio (CO2). Quest’ultimo

viene rilevato e determinato quantitativamente (unità di misura: mg C/L).

- Chemical Oxygen Demand (COD)

Il COD è un parametro usato per determinare l'equivalente d'ossigeno delle

sostanze organiche ed inorganiche ossidate da un forte agente ossidante in

un mezzo acido, ad elevata temperatura ed in presenza di un catalizzatore.

- Biochemical Oxygen Demand (BOD)

Il BOD rappresenta una misura indiretta del contenuto di materia organica

biodegradabile presente in un campione d’acqua. Esso descrive la quantità

di ossigeno consumata dai microorganismi nel loro processo di crescita

somatica ed energetica a discapito della sostanza organica presente

nell'acqua.

- pH

Il pH è un fattore molto importante, perché certi processi chimici possono

avvenire soltanto quando l'acqua ha un determinato pH. Per esempio, le

reazioni del cloro avvengono soltanto quando il pH ha un valore compreso

tra 6,5 e 8.

- Solidi sospesi

I solidi sospesi sono caratterizzati da dimensioni molto piccole (dimensioni

comprese tra 0,001 μm e 10 μm), quindi hanno superfici molto estese. Essi

sono i solidi trattenuti dai processi di filtrazione naturale o meccanica che

INTRODUZIONE

21

stanno alla base della disidratazione dei fanghi, e la stima della quantità di

particelle sospese nell’acqua rappresenta il valore della torbidità.

I solidi sospesi sono un veicolo di inquinamento, in quanto batteri,

nutrienti, pesticidi e metalli possono spostarsi con grande facilità adesi alle

loro superfici.

I DISORGANIZZATORI ENDOCRINI

22

Capitolo 2


Alcune evidenze sperimentali ed epidemiologiche sembrano indicare che

l’uomo e altre specie animali hanno subito effetti negativi sulla salute come

conseguenza dell’esposizione a sostanze chimiche che sono in grado di

interferire con il normale funzionamento delle varie componenti del

sistema endocrino. Per queste sostanze è stato coniato il termine di

endocrine disrupting chemicals (EDCs), ovvero disorganizzatori endocrini

(ED), e sono state definite sostanze esogene che interferiscono con la

produzione, il rilascio, il trasporto, il metabolismo, il legame, l’azione o

l’eliminazione degli ormoni naturali dell’organismo responsabili del

mantenimento dell’omeostasi e della regolazione dei processi di sviluppo.

Sebbene per questi composti sia stata dimostrata attività estrogenica in

vitro e in vivo, e siano state ipotizzate associazioni con aumenti

dell’incidenza di patologie dell’apparato riproduttivo, al momento manca

una dimostrazione univoca di una relazione causa-effetto.

2.1 CLASSIFICAZIONE DEGLI ED

Il numero delle sostanze chimiche per le quali è stata dimostrata l’attività a

livello del sistema endocrino è molto vasto, e in generale queste sostanze

possono essere distinte in composti di origine naturale e in composti di

sintesi.


23

2.1.1 ALTERATORI ENDOCRINI DI ORIGINE NATURALE

Appartengono a questa categoria le seguenti classi di composti:

- gli ormoni prodotti dalla secrezione naturale delle ghiandole endocrine,

immessi nell’ambiente attraverso gli scarichi urbani. In particolare, i

principali imputati sono gli estrogeni: ormoni sessuali femminili di natura

steroidea, responsabili della comparsa e del mantenimento dei caratteri

sessuali primari e secondari. Tra tutti gli estrogeni, relativamente al loro

impatto ecotossicologico, si è rivolta una maggiore attenzione al 17β-

estradiolo ed ai suoi principali metaboliti, l’estrone e l’estriolo;

17β-estradiolo

- i micoestrogeni, sostanze prodotte dai funghi, come lo zearalenone, che si

può trovare nella muffa presente nei cibi mal conservati ed anche nel

grano;

zearalenone

- i fitoestrogeni, più di 300 composti sintetizzati dalle piante, quali la soia,

la barbabietola, la segale, il frumento, da mele e ciliegie.


24

HO

OH

HO O

O OHHO

O

O

OH

HO O O

OH

O

Lignani

CumestaniIsoflavoni

Estrogeni

2.1.2 ALTERATORI ENDOCRINI DI SINTESI

I composti di sintesi invece sono:

- gli ftalati, composti largamente diffusi nell’ambiente, utilizzati per

conferire elasticità alle plastiche (soprattutto PVC), nella produzione di

repellenti per gli insetti, nei cosmetici e negli oli lubrificanti;

Formula di struttura degli ftalati


25

- gli alchilfenoli, prodotti di degradazione degli alchilfenoli etossilati, che

sono tensioattivi non ionici impiegati da oltre 40 anni nei formulati per la

detergenza, nell’industria della plastica, tessile, cartiera e come additivi nei

pesticidi;

OH

R

Alchilfenolo

- il bisfenolo A, utilizzato nella produzione di resine ad uso odontoiatrico e

di materie plastiche, come il policarbonato e le resine epossidiche; è

presente, inoltre, come rivestimento in alcuni contenitori ad uso alimentare;

Bisfenolo A

- i pesticidi organoalogenati, erbicidi, fungicidi ed insetticidi, tra i quali il

DDT ed i suoi metaboliti (DDE e DDD), il lindano, il metossicloro e

l’atrazina, tutte sostanze altamente idrofobe e resistenti ai processi

degradativi;

DDT Atrazina


26

- i bifenili policlorurati (PCB) e loro metaboliti (PCB idrossilati), presenti

nei trasformatori elettrici, nei condensatori e nei sistemi di raffreddamento;

Formula di struttura dei bifenili policlorurati

- gli idrocarburi policiclici aromatici (IPA), risultato di diverse attività

industriali, originati dai processi di combustione incompleta di combustibili

fossili e dalle emissioni del traffico veicolare, ma provenienti anche

dall’autocombustione delle foreste o dalla biosintesi ad opera di batteri;

Benzo[a]pirene

- i composti organostannici, in modo particolare il tributilstagno (TBT)

usato come biocida nelle vernici antivegetative che rivestono il fondo delle

imbarcazioni;

RnSnXm (n = 1,4 m = 0, 3)

- le diossine, tra cui la più tossica è la 2,3,7,8-tetracloro-p-diossina

(TCDD), ottenuta come sottoprodotto di vari processi di combustione;


27

Formula di struttura delle diossine

TCDD

- gli ormoni sintetici, utilizzati come prodotti farmaceutici, in particolare il

17α-etinilestradiolo, principale componente delle pillole contraccettive, ma

anche gli steroidi anabolizzanti, come ad esempio la BST (somatotropina

bovina).

OH

HO

17α-etilnilestradiolo


28

2.2 FONTI DI ESPOSIZIONE

I disorganizzatori endocrini sono praticamente ubiquitari in tutto il pianeta,

ma l’ambiente più esposto è certamente quello acquatico: le acque marine e

fluviali agiscono come un grande ricettacolo per molte sostanze che

derivano dal trattamento delle acque di scarico sia domestiche che

industriali. Spesso, infatti, i metodi convenzionali usati per la depurazione

idrica non riescono ad eliminare completamente molte sostanze, tra cui gli

ED. Per di più, anche concentrazioni molto basse di questi composti,

dell’ordine dei ng /L, sono sufficienti per indurre una risposta estrogenica

in molte specie marine.

I disorganizzatori endocrini sono anche trattenuti nei residui organici dopo

il trattamento delle acque di scarico, e possono anche trovare la loro via di

uscita nell’ambiente come risultato della concimazione e dell’utilizzo di

fanghi ed alghe come fertilizzanti. L'escrezione degli estrogeni naturali

dalle femmine di alcune specie di animali presenti in allevamenti può

contribuire ad aumentarne la concentrazione.

Un’altra fonte di ED può essere la dieta, con componenti come i

bioflavonoidi e i fitormoni. Questi estrogeni naturali, prodotti dalle piante,

sono meno potenti degli estrogeni secreti dai mammiferi, ma possono

accumularsi nelle riserve di grasso corporeo. Bisogna considerare poi la

contaminazione su larga scala delle acque marine o fluviali, che produce

un’esposizione massiccia delle popolazioni ittiche anche edibili. Inoltre, ci

sono i trattamenti ormonali, effettuati prima della macellazione, su

allevamenti animali per aumentarne il peso corporeo o la produzione di

latte. Questa pratica è ovviamente proibita dalla legislazione vigente: il

Comitato Scientifico Veterinario UE ha dichiarato recentemente riguardo

alla salute pubblica che “l’uso di ormoni per promuovere la crescita del

bestiame può provocare potenziali rischi alla salute dei consumatori”.

Infine, gli ED possono derivare dalle applicazioni medicinali e cosmetiche:

ne sono esempio gli ormoni usati dalle donne come metodi contraccettivi, i

detergenti impiegati come lubrificanti vaginali, gli spermicidi e altri

prodotti per l’igiene personale.


29

2.3 MECCANISMI D’AZIONE DEGLI ED

Gli ED hanno caratteristiche lipofile, e questo permette loro di diffondere

attraverso la membrana cellulare e di accumularsi a livello del tessuto

adiposo. Il bioaccumulo ha sicuramente una notevole importanza dal punto

di vista tossicologico, perché anche in presenza di concentrazioni minime

di ED nell’ambiente, con il passare del tempo si possono osservare negli

animali degli effetti biologici. Una significativa conseguenza del

bioaccumulo è la biomagnificazione, che consiste in un progressivo

aumento di xenoestrogeni lungo la catena alimentare, in quanto i predatori

assumono non solo gli interferenti endocrini presenti nell’ambiente, ma

anche quelli presenti nelle prede; i grandi predatori, tra cui anche l’uomo,

sono quindi particolarmente esposti a queste sostanze.

Riuscire ad individuare un meccanismo di azione comune a tutte le

categorie di composti che agiscono da alteratori endocrini, è piuttosto

arduo, a causa della loro diversa tipologia e origine, che si riflette sulla loro

struttura molecolare più o meno affine a quella degli ormoni naturali.

Studi incentrati sulla relazione esistente tra struttura e attività, hanno

evidenziato come in molte delle sostanze aventi proprietà estrogene si

ripetano caratteristiche strutturali comuni, quali la presenza di una struttura

policiclica in grado di assumere una configurazione planare e di un anello

fenolico para-sostituito, che si ipotizza possano essere responsabili

dell’attività estrogena.

Gli EDCs possono agire in diversi modi:

1 – Imitare gli effetti di un ormone naturale legandosi ai suoi recettori.

2 – Impedire il legame di un ormone al suo recettore, oppure bloccare la

sintesi dell’ormone.

3 – Interferire con il trasporto di un ormone o con la sua eliminazione

dall’organismo.

2.4 ANOMALIE DELL’APPARATO RIPRODUTTIVO

Il sistema endocrino è un complesso reticolo di ghiandole, ormoni e

recettori.


30

La funzione degli ormoni è quella di

controllare i meccanismi che regolano i

processi di sviluppo e di crescita, come

la riproduzione; inoltre, si occupano del

mantenimento dei normali livelli di

glucosio e di ioni nel sangue, del

controllo del metabolismo, della

pressione sanguigna e di altre funzioni

ghiandolari e del sistema nervoso. Le

maggiori ghiandole endocrine

includono la pituitaria, la tiroide, il

pancreas, le surrenali e le gonadi

maschili e femminili. Si capisce quindi

che le sostanze che interferiscono con il

sistema endocrino causano effetti a

livello di molte strutture e funzioni

dell’organismo.

In particolare, negli ultimi decenni si è assistito, in alcuni paesi, ad un

aumento dell’incidenza di tumori testicolari e di alcune anomalie del tratto

genitale maschile, quali il criptorchidismo (mancata discesa di uno o

entrambi i testicoli nella borsa scrotale) e l’ipospadia (anomalia congenita

del pene dovuta ad un insufficiente sviluppo dell’uretra). Parallelamente,

secondo alcuni autori, si sarebbe verificato un declino nella qualità dello

sperma e un decremento del numero medio di spermatozoi per eiaculato. É

stata avanzata l’ipotesi che questi cambiamenti possano essere stati causati

da un aumento del livello di ED ad azione estrogeno-simile nell’ambiente.

Le basi biologiche per un possibile ruolo degli estrogeni nelle disfunzioni

del tratto genitale maschile risiedono nel fatto che il livello degli estrogeni

regola la produzione dell’ormone FSH (follicolo-stimolante), il quale a sua

volta controlla la proliferazione e la funzione delle cellule di Sertoli e la

secrezione dell’ormone antimulleriano. Le cellule del Sertoli sono cellule

deputate a sostenere il tubulo seminifero del testicolo, e sono coinvolte nel

processo di spermatogenesi. L’ormone antimulleriano è essenziale nel feto

Fig. 2.1 Le principali ghiandole

endocrine


31

per la regressione dei dotti mulleriani e lo sviluppo dell’organo sessuale

maschile.

Un aumento degli estrogeni nel circolo materno-fetale provoca una

diminuzione della secrezione di FSH, e quindi una diminuzione della

produzione e una disfunzione delle cellule del Sertoli. Un numero ridotto di

cellule del Sertoli è un fattore limitante per la spermatogenesi, così come

un loro anomalo funzionamento ha un impatto negativo sulle cellule del

Leydig (si trovano accanto ai tubuli seminiferi dei testicoli e sono la

maggiore fonte di produzione del testosterone), sulla produzione di

androgeni e sul normale sviluppo del fenotipo maschile del feto.

Un’alterata secrezione dell’ormone antimulleriano sembra portare a

differenti tipi di condizioni intersessuali o al criptorchidismo, dato il suo

ruolo nella fase addominale della discesa testicolare. Alcune evidenze

suggerirebbero che l’ormone antimulleriano controlli anche la divisione

delle cellule germinali primordiali: un’insufficiente produzione di tale

ormone causerebbe l’abnorme proliferazione di cellule germinali e questo

potrebbe potenzialmente condurre allo sviluppo, nella vita adulta, di

carcinomi in situ (seminomi).

Gli eventi critici nello sviluppo testicolare accadono in un periodo molto

precoce dello sviluppo fetale, quando l’incremento nei livelli di estrogeni

circolanti nel sangue materno non ha ancora avuto luogo. Ecco perché un

aumento nei livelli basali di estrogeni in questa fase può avere un effetto

deleterio sulla crescita e sulla funzionalità degli organi riproduttivi.

Oltretutto, gli estrogeni endogeni sono legati, per mezzo di un legame ad

alta affinità, alla SHBG (“Sex Hormone Binding Globulin”), che impedisce

loro di entrare nella cellule e di legarsi al recettore ormonale; invece, gli

estrogeni sintetici, non essendo legati alla SHBG, potrebbero produrre

effetti biologici rilevanti anche se presenti a basse concentrazioni.

E’ fondamentale ricordare che quanto precedentemente esposto rimane

un’ipotesi scientifica, sostenuta da autorevoli ricercatori sia europei che

statunitensi, che deve essere sottoposta ad ulteriori verifiche. Al fine di

convalidare tali ipotesi sono necessari:

a) studi epidemiologici retrospettivi, trasversali e prospettici, che

riguardino sia gli esseri umani che gli animali, volti all’identificazione di


32

variazioni nella prevalenza o nell’incidenza degli effetti negativi sulla

salute ricollegabili all’azione degli ED;

b) una valutazione dei livelli di esposizione agli ED sia nella popolazione

generale che in gruppi di esposti (ad esempio in ambiente lavorativo),

anche attraverso adeguati programmi di monitoraggio ambientale e di

valutazione della presenza di residui tossici nei prodotti per l’alimentazione

animale o umana;

c) l’identificazione e la convalidazione di indicatori biologici che

consentano una misura affidabile dei livelli di esposizione o la rivelazione

della presenza di effetti subclinici;

d) l’esecuzione di studi di laboratorio di carattere tossicologico per la

verifica di ipotesi basate sia su studi epidemiologici che su risultati di

osservazioni sul campo effettuate su popolazioni di fauna selvatica;

e) la definizione di linee guida a valenza internazionale mirate

all’individuazione e alla misura della potenziale attività endocrina associata

alle sostanze chimiche di nuova introduzione e, se necessario, a quelle già

in uso;

f) la caratterizzazione di metodologie e modelli di valutazione del rischio

derivante dall’esposizione contemporanea a diverse sostanze tossiche.

2.5 METODI DI STUDIO

L’identificazione dell’attività estrogenica è basata principalmente su

risultati ottenuti per mezzo di saggi in vitro di legame al recettore

estrogenico, di trascrizione genica e di proliferazione cellulare, e di saggi in

vivo.

2.5.1 SAGGI IN VITRO

Di seguito vengono descritti alcuni esempi di saggi in vitro utilizzati per

individuare l’azione estrogeno-mimetica.


33

- Saggio della proliferazione cellulare

Questo test si basa sull’utilizzo di cellule di una linea cellulare di

carcinoma di mammella, le MCF-7. Queste cellule sono dotate del recettore

estrogenico e rimangono quiescenti fino a che non vengono stimolate, per

esempio mediante la somministrazione di 17-β estradiolo.

L’attività estrogenica degli xenobiotici da testare è valutata mediante:

● determinazione del tasso di crescita relativa, il quale misura il rapporto

tra la minima concentrazione di estradiolo necessaria per la massima resa in

termini di crescita cellulare e la minima concentrazione di xenobiotico

necessario per ottenere lo stesso effetto;

● determinazione dell’effetto proliferativo relativo, il quale indica se il

composto testato induce una risposta proliferativa quantitativamente simile

a quella ottenuta con l’estradiolo oppure una resa inferiore.

Questo test suggerisce, ma non permette di dimostrare inequivocabilmente,

l’azione estrogenica di una sostanza. Insieme al saggio di legame al

recettore, questo rappresenta il primo test che viene effettuato su uno

xenobiotico sospetto.

- Saggio di regolazione del promotore endogeno

Questo saggio può essere eseguito utilizzando linee ricombinanti di lievito

Saccharomyces cerevisiae, contenenti il recettore estrogenico alfa umano e

un elemento di risposta agli estrogeni (ERE) a monte del gene reporter

lacZ, che codifica per l’enzima β-galattosidasi. Il test evidenzia la capacità

di un composto di riconoscere e legare il recettore umano espresso dal

lievito ricombinante. L'attivazione del recettore, conseguente al legame con

il ligando, rappresentato dallo xenobiotico, stimola la trascrizione del gene

reporter, in seguito alla quale si ha la produzione dell’enzima β-

galattosidasi: l’enzima metabolizza il suo substrato e la concentrazione del

prodotto formatosi viene valutata spettrofotometricamente.

Come controllo positivo viene utilizzata una coltura cellulare contenente

solo 17β-estradiolo, e non il composto oggetto del test.


34

2.5.2 SAGGI IN VIVO

Ed ora viene riportata una breve rassegna dei principali saggi in vivo.

- Test uterotrofico

Questo test prevede che l’animale oggetto di studio (in genere un roditore,

soprattutto topi e ratti) venga sacrificato e l’utero venga privato del grasso,

quindi pesato in presenza e assenza del suo contenuto luminale. Lo scopo è

quello di determinare la capacità di una sostanza chimica di stimolare o

inibire la risposta estrogenica dell’utero.

- Test di Hershberger

Questo test permette di operare uno screening sulla base degli effetti

androgenici, evidenziando la capacità di un composto di stimolare o inibire

la risposta androgenica nei testicoli e negli organi sessuali secondari dei

roditori. Vengono utilizzati a tale scopo degli animali castrati, nei quali

l’aumento o il mantenimento del peso dei tessuti come la prostata, le

vescicole seminali o il pene, non può più essere regolato dagli ormoni

endogeni ma è conseguenza diretta dell’esposizione a sostanze esogene ad

azione androgenica o antiandrogenica.

- Test di screening nella riproduzione dei pesci

Con questo metodo si analizzano le anomalie associate alla fecondità

(numero di uova per deposizione, fertilità e sviluppo della prole) e ai

caratteri sessuali secondari in pesci teleostei: i pesci vengono osservati sia

nel periodo precedente all’esposizione, sia durante il loro trattamento con il

composto oggetto dello studio.

Oltre a tutti questi studi nell’animale, rientrano in questa categoria anche

tutti gli studi epidemiologici e retrospettivi effettuati nell’uomo e volti a

valutare le alterazioni nei soggetti esposti (o nati da genitori esposti) quali

ad esempio il grado di fertilità, qualità e quantità del seme, il “sex ratio”, le

eventuali anomalie degli organi sessuali o dei caratteri sessuali secondari.


35

2.5.3 ALTRI METODI DI STUDIO

Il numero di sostanze che potenzialmente interferiscono con il sistema

endocrino è molto elevato ed emergono sempre nuovi composti. Inoltre, le

attuali metodologie per la valutazione delle conseguenze sulla vita selvatica

sono generalmente volte ad identificare gli effetti piuttosto che i

meccanismi d’azione degli EDC, e non riescono sempre a fornire una

corretta valutazione dell’interazione con il sistema endocrino.

2.5.3.1 La vitellogenina come biomarcatore

Per la valutazione del potenziale effetto estrogenico di determinate sostanze

chimiche, si va affermando in maniera sempre più consistente la necessità

di utilizzare dei biomarcatori. Il primo marcatore utilizzato è stata la

vitellogenina.

La vitellogenina è una fosfolipoglicoproteina serica sintetizzata dalle

cellule del fegato di vertebrati ovipari. Questa proteina serve alla

formazione delle uova e viene prodotta soltanto nelle femmine in risposta

agli estrogeni circolanti in corso di maturazione sessuale, e non è

normalmente misurabile nel plasma dei maschi e delle femmine immature.

Normalmente, la vitellogenina è assente nei maschi, ma, a seguito di uno

stimolo estrogenico, può essere sintetizzata anche da questi e dalle

femmine immature. Dunque, la sua presenza nel plasma di un animale può

essere presa come l’evidenza dell’esposizione a estrogeni endogeni o

ambientali, o ancora a sostanze che mimano il comportamento degli

estrogeni.

2.5.3.2 I modelli QSAR

I modelli QSAR (“Quantitative Structure-Activity Relationship”) sono un

insieme di metodologie tramite le quali è possibile predire l’attività di una

molecola in seguito alla costruzione di una relazione tra la struttura e

l’attività della molecola stessa.

Negli ultimi anni sono stati sviluppati molti di questi modelli per

identificare i composti che si legano al recettore estrogeno, e che quindi

sono potenziali interferenti del sistema endocrino.


36

Le metodologie QSAR offrono buoni risultati di predizione, sono veloci e

facili da usare, e quindi potrebbero essere usate come screening predittivo

per quei composti che dovranno poi essere saggiati in vitro e in vivo.

2.6 UNA CLASSE IMPORTANTE DI ED: GLI ALCHILFENOLI

Gli alchilfenoli (AP) rappresentano una delle categorie più importanti di

disorganizzatori del sistema endocrino, in considerazione sia della

potenziale esposizione della popolazione generale sia della dimostrata

attività estrogenica. In Fig. 2.2 sono confrontate le formule di struttura

degli ormoni sessuali e del nonilfenolo (NF), che è di gran lunga il

composto più importante commercialmente tra gli alchilfenoli.

OH

R₁R₂

OH

Formula di struttura degli ormoni sessuali

Formula di struttura del nonilfenolo

Figura 2.2 Confronto delle strutture degli ormoni sessuali e di NP

Gli alchilfenoli sono composti di sintesi derivati dall’alchilazione

dell’anello fenolico. Si formano per degradazione nell’ambiente o negli

impianti di trattamento delle acque reflue dai rispettivi polietossilati, che


37

sono tensioattivi non-ionici largamente utilizzati nei detergenti delle

industrie tessile e conciaria, in attività domestiche, nelle vernici, come

disperdenti nella formulazione di pesticidi ad uso agricolo e domestico, e

come emulsionanti in diversi prodotti per l’igiene e l’uso personale. Inoltre,

gli alchilfenoli essendo caratterizzati da buone proprietà antiossidanti,

vengono impiegati anche nella produzione delle plastiche trasparenti

utilizzate nell’industria alimentare, al fine di ritardarne l’ingiallimento o

l’opacizzazione; pertanto, le bevande e gli alimenti che ne vengono a

contatto possono risultare contaminati.

Gli alchilfenoli sono stati riscontrati in acque superficiali, dolci e marine,

sotterranee, nei sedimenti e in acque degli affluenti ed effluenti degli

scarichi fognari.

Gli alchilfenoli sono composti idrofobici (Kow = 4,6), caratterizzati da

elevata persistenza ambientale, e tendono ad accumularsi nei sedimenti e

negli organismi acquatici come crostacei, molluschi e pesci. In uno studio

recente sono stati rilevati livelli di alchilfenoli particolarmente elevati in

prodotti ittici dell’Adriatico.

Gli effetti estrogenici degli alchilfenoli sono noti dal 1938 e sono stati

confermati da svariati studi pubblicati negli ultimi anni, su modelli in vitro

ed in vivo. Gli alchilfenoli interagiscono direttamente con i recettori

estrogenici in vitro e non possono essere esclusi anche effetti sulla sintesi

ed il trasporto ormonali. La maggiore attività estrogenica si osserva con un

singolo gruppo alchile ter in posizione para.

Diversi dati recenti indicano che gli alchilfenoli potrebbero alterare

l’equilibrio endocrino anche attraverso vie diverse dalla diretta interazione

recettoriale nei tessuti riproduttivi. Tuttavia, non è ancora chiaro se questi

dati siano estrapolabili all’essere umano e quale sia l’effettiva rilevanza per

la valutazione del rischio, in particolare riguardo alle alterazioni dell’asse

ipotalamico-ipofisario.

2.7 OCTILFENOLO

Il composto esaminato in questa tesi è l’octilfenolo (OP), uno dei maggiori

rappresentati degli alchilfenoli.


38

Il termine octilfenolo rappresenta un grande numero di composti isomerici

con formula C8H17C6H4(OH). Il gruppo octile (C8H17) può essere una

catena dritta o trovarsi ramificato in vari modi, e può essere localizzato

nelle posizioni 2, 3 o 4 dell’anello benzenico. Di tutti gli isomeri esistenti,

il 4-terz-octilfenolo è il più importante dal punto di vista commerciale.

OH

4-terz-octilfenolo

2.7.1 TOSSICITA’ DELL’OCTILFENOLO

Saggi in vitro hanno rivelato che l’octilfenolo è l’alchilfenolo che ha il

maggiore effetto estrogenico. Saggi in vivo hanno dimostrato la

femminilizzazione di alcuni pesci esposti per lunghi periodi al composto.

Nell’ambiente acquatico, l’octilfenolo, presente in concentrazione di 3

μg/L, aumenta produzione nei pesci teleostei di vitellogenina. Inoltre, sono

state riscontrate disfunzioni e malformazioni degli organi sessuali dei

mammiferi, le cui madri erano state esposte all’acqua contaminata con 0,1

mg/L di octilfenolo durante la gestazione o l’allattamento.

2.7.2 USI E IMPATTO AMBIENTALE DELL’OCTILFENOLO

L’octilfenolo è usato essenzialmente come intermedio nella produzione di

resine a base fenolo/formaldeide (98%) e nella produzione di octilfenoli


39

etossilati (2%). Inoltre, è presente come impurità nella miscela tecnica di

nonilfenoli. Per quanto riguarda le resine, queste vengono usate

principalmente come collanti nelle gomme per la fabbricazione di

pneumatici, negli isolanti elettrici, negli inchiostri per la stampa. Mentre,

gli octilfenoli etossilati sono impiegati come emulsionanti, e trovano

applicazione nella produzione di polimeri, negli ausiliari tessili, nelle

formulazioni di pesticidi, nelle vernici a base acquosa.

Il rilascio dell’octilfenolo nell’ambiente può avvenire attraverso

l’emissione diretta in aria o nell’ambiente acquatico durante la produzione

di alchilfenoli, o in seguito al processo di scissione degli alchilfenoli

etossilati; l’octilfenolo può anche essere rilasciato dagli effluenti degli

impianti di trattamento, oppure ancora dal suolo trattato con fanghi di

depurazione alle acque superficiali.

2.8 REACH

Il problema delle sostanze responsabili dell’inquinamento ambientale è

molto discusso, tanto che accanto allo studio di tecnologie da adoperare per

tentare di degradarle e renderle innocue per l’ambiente, sono state definite

delle linee guida per cercare di porre un limite al loro uso.

La gestione del rischio dovuto all’esposizione agli interferenti endocrini è

affrontato dal regolamento istituito dall’Unione europea, REACH, che è un

sistema integrato di registrazione, valutazione e autorizzazione delle

sostanze chimiche, entrato in vigore il 1 giugno 2007, che mira ad

assicurare un maggiore livello di protezione della salute umana e

dell'ambiente.

Il Regolamento prevede la registrazione di tutte le sostanze prodotte o

importate nel territorio dell’Unione europea in quantità pari o superiore ad

una tonnellata all’anno. La registrazione delle sostanze comporta, per i

fabbricanti e gli importatori di sostanze e preparati (miscele di due o più

sostanze), l’obbligo di presentare all’Agenzia europea una serie di

informazioni di base sulle caratteristiche delle sostanze.

La valutazione dei composti chimici viene effettuata secondo un ordine di

priorità che tiene conto delle caratteristiche di pericolo dei composti,


40

dell’esposizione e del tonnellaggio complessivo. Ciascuna autorità

nazionale dovrà redigere un rapporto di valutazione e, se necessario, un

progetto di decisione per definire o modificare le misure di riduzione del

rischio.

L’obbligo di autorizzazione è richiesto per le sostanze estremamente

problematiche, ovvero sostanze con effetti cancerogeni, mutageni e tossici

per la riproduzione, e per le sostanze che risultano persistenti,

bioaccumulanti e tossiche nell’ambiente, e molto persistenti e molto

bioaccumulanti.

Gli interferenti endocrini vengono trattati nel Titolo VII riguardante

l’”Autorizzazione”, la quale è obbligatoria per le sostanze definite

“estremamente preoccupanti” (Art.57, lettera f).

I PROCESSI DI OSSIDAZIONE AVANZATA

41

Capitolo 3


I processi di ossidazione avanzata (AOP) sono sistemi chimico-fisici

impiegati per la depurazione delle acque. Questi sistemi portano alla

formazione del radicale idrossile (•OH), impiegando diversi tipi di energia,

ovvero le radiazioni ionizzanti, la luce UV, gli ultrasuoni o le scariche

elettriche. In questo modo l’acqua si spezza in frammenti, tra cui il radicale

idrossile, che agisce come un vero e proprio scalpello molecolare

demolendo i composti organici fino a trasformarli in anidride carbonica e

acqua purissima (mineralizzazione).

I processi di ossidazione avanzata rappresentano una valida alternativa ai

tradizionali sistemi di trattamento delle acque, che non sempre riescono a

rimuovere tutti gli inquinanti, in quanto sono in grado di reagire

efficacemente con i principali inquinanti di interesse ambientale, come gli

idrocarburi, i solventi clorurati, gli idrocarburi policiclici aromatici e i

policlorobifenili. Inoltre, alcuni AOP sono in grado di trattare

efficacemente anche composti adsorbiti sulla superficie del suolo, in quanto

le specie radicaliche ne favoriscono il desorbimento rendendoli disponibili

all’ossidazione in fase acquosa. Alla luce di queste considerazioni, i

processi di ossidazione chimica stanno attraversando fasi di sempre

maggiore sviluppo, perfezionamento ed applicazione.

La scelta del metodo AOP più appropriato per la depurazione delle acque

reflue deve tenere presente le seguenti considerazioni:

- la natura, le proprietà fisico-chimiche e la concentrazione

dell’inquinante che deve essere rimosso;

- la biodegradabilità dell’inquinante;

- la presenza di scavangers di radicali OH e di composti che assorbono la

radiazione UV;


42

- l’appropriatezza delle acque di scarico da trattare: il pH delle soluzioni

deve essere attentamente regolato a causa dei sensibili equilibri che

governano i processi di formazione del radicale OH.

- la presenza di eventuali componenti presenti nelle acque, che potrebbero

interferire con gli intermedi di reazione.

Comunque, le valutazioni primarie sono il grado di rimozione che deve

essere raggiunto e le alternative esistenti. Infine, il costo del sistema è

certamente un fattore importante: O3, H2O2, TiO2 hanno un costo elevato,

tale che solo le acque con un valore di COD ≤ 5 g/L possano essere trattate

con un metodo AOP, in quanto un valore più alto richiederebbe il consumo

di quantità troppo grandi di reagenti costosi.

˙OH˙OHULTRASUONI

CATALISI

ELECTRON BEAM E

RAGGI γ

FENTON E FOTO-FENTON

O₃ & H₂O₂ & UV

SCARICA ELETTRICA

INQUINANTI ORGANICI

Fig. 3.1 I processi di ossidazione avanzata


43

Come nel processo metabolico, gli AOP operano un demolizione aerobica

della struttura molecolare delle sostanze organiche.

CH2O + O2 → CO2 + H2O

La differenza sta nel fatto che i processi di ossidazione avanzata utilizzano

una ossidazione radicalica, che risulta più efficiente.

CH2O + 2 •OH → CO2 + H2O + H2

3.1 I PRINCIPALI PROCESSI DI OSSIDAZIONE AVANZATA

Vediamo in dettaglio i diversi meccanismi di produzione del radicale OH

che stanno alla base dei principali AOP.

3.1.1 RADIAZIONI UV/H2O2

L’assorbimento di un fotone da parte delle molecole organiche in soluzione

acquosa può indurre il trasferimento di un elettrone da un livello energetico

fondamentale a un livello energetico eccitato. L’energia in eccesso può

portare alla rottura dei legami dei composti organici e quindi alla

trasformazione irreversibile della struttura molecolare (decomposizione

diretta). Inoltre, gli intermedi che derivano da questa trasformazione

possono anch’essi assorbire la luce e trasformarsi a loro volta in altri

prodotti (decomposizione indiretta). Questo è il processo della fotolisi, che

però non è considerata un AOP, ed è molto meno efficiente rispetto alla

combinazione della luce con agenti ossidanti e catalizzatori.

Il perossido di idrogeno è un eccellente ossidante soprattutto se combinato

con la luce UV.

L’assorbimento dei fotoni porta alla scissione omolitica di H2O2:

H2O2 + hν → 2 •OH


44

La luce UV deve avere lunghezza d’onda minore di 280 nm, in quanto il

coefficiente di estinzione molare di H2O2 è basso, 18,6 M-1

cm-1

a 254 nm: a

questa lunghezza d’onda solo una parte della luce incidente è sfruttata,

soprattutto nei casi in cui i substrati organici agiscono da filtri interni.

L’assorbimento di luce UV da parte del perossido di idrogeno può essere

aumentata usando lampade ultraviolette che emettono luce ad una

lunghezza d’onda minore.

Le principali reazioni del sistema sono le seguenti:

Inizio:

H2O2 + hν → 2 •OH

H2O2 → H2O + ½ O2

Propagazione:

•OH + H2O2 → HO2

• + H2O

HO2• + H2O2 →

•OH + H2O + O2

HO2• + HO2

− →

•OH + OH

− + O2

Terminazione:

•OH + HO2

• → H2O + O2

•OH +

•OH → H2O2 + O2

Degradazione di clorofenoli (CP):

CP + •OH → Intermedi

CP + H2O2 → Intermedi + H2O


45

CP + hν → Intermedi

Intermedi + •OH → CO2 + H2O + Cl

−

Intermedi + H2O2 → CO2 + H2O + Cl−

Intermedi + hν → CO2 + H2O + Cl−

3.1.2 OZONIZZAZIONE

L’ozonizzazione un processo che prevede l’impiego di ozono gassoso,

dalla cui decomposizione deriva il radicale OH. L’ozono può anche essere

abbinato alla luce UV e al perossido di idrogeno.

- O3/UV

I sistemi acquosi sono saturati con ozono e sono irradiati con luce UV. Il

coefficiente di estinzione molare di O3 a 254 nm è 3600 M-1

cm-1

, molto più

alto rispetto a quello del perossido di idrogeno; quindi questa tecnica

richiede una dose di O3 e un tempo di esposizione alla luce UV minori

rispetto al processo H2O2/UV

O3 + H2O + hν → H2O2 + O2

H2O2 + hν → 2 •OH

- O3/H2O2

In presenza di H2O2, si formano specie altamente reattive:

O3 + H2O2 → O2 + •OH + HOO

•

H2O2 + H2O ↔ H3O+ + HOO‾

O3 + HOO‾ → •OH + O2‾

• + O2


46

3.1.3 FOTOCATALISI (UV/TiO2)

Il biossido di titanio (TiO2) è un semiconduttore, ovvero un materiale con

proprietà intermedie tra quelle tipiche di un metallo (conduttore) e di un

isolante (non conduttore).

Il TiO2 esiste in tre diverse forme cristalline, anatasio, rutilio e brookite, e

in fase amorfa. Per le sue proprietà fotocatalitiche la forma più interessante

è l’anatasio, che è usato per la degradazione di composti organici e

inorganici sia in soluzione sia in fase gas sotto irraggiamento UV.

Il TiO2, essendo un semiconduttore, è caratterizzato da una struttura

elettronica costituita da una da una banda di valenza completa e una banda

di conduzione vuota.

La differenza tra il livello di energia più basso della banda di conduzione e

il livello di energia più alto della banda di valenza è il cosiddetto “energy

gap” . Esso corrisponde alla minima energia di luce richiesta per rendere il

materiale conduttore.

Fig.3.2 Struttura elettronica del TiO2

Il gap di energia del TiO2 nella forma dell’anatasio è 3.2 eV, quindi se esso

viene irradiato con fotoni di energia maggiore di 3,2 eV (lunghezza d’onda

minore di 388 nm), un elettrone è in grado di superare il gap energetico e

viene promosso dalla banda di valenza a quella di conduzione, lasciando

una buca nella banda di valenza.


47

TiO2 + hν → h+ + e

−

Nei semiconduttori, alcune di queste coppie di elettrone fotoeccitato-

vacanza diffondono sulla superficie della particella catalitica e prendono

parte alla reazione chimica con le molecole adsorbite sulla superficie della

particella stessa, ovvero con un donatore (D) o un accettore (A) di elettroni,

producendo specie radicaliche fortemente ossidanti.

D + h+ → D

• +

A + e− → A

• −

Fig. 3.3 Interazione tra un fotone e un semiconduttore

Le specie radicaliche che si formano a loro volta sono in grado di ossidare

la maggior parte delle sostanze organiche inquinanti fino a CO2, ovvero

fino a rimozione completa del contaminante organico dal fluido:

- le vacanze h+ possono reagire con l’acqua adsorbita sulla loro

superficie, formando il radicale OH.

H2O + h+ →

•OH + H

+


48

- l’ossigeno dell’aria agisce da accettore di elettroni per la formazione

del radicale anione superossido.

O2 + e− → O2‾

•

Il TiO2 presenta una serie di requisiti che ne permettono un utilizzo pratico

e conveniente: è facilmente reperibile, economico, chimicamente stabile

nell’ambiente di reazione, ha un’ampia area superficiale, il suo spettro di

assorbimento comprende le radiazioni del vicino UV e del visibile: questo

rende possibile l’utilizzo della luce solare, che è la fonte di energia più

economica, per la sua attivazione.

3.1.4 FENTON E FOTO-FENTON

Il sistema di reazione è formato da sali di Fe2+

a cui viene aggiunto H2O2

per ottenere il radicale idrossile:

Fe2+

+ H2O2 → Fe3+

+ HO ‾ +

•OH

Se ai sali di ferro si abbina la luce UV (300 nm) si parla di foto-Fenton: si

verifica la riduzione fotochimica del Fe3+

a Fe2+

, grazie alla quale si

ottengono nuovamente radicali OH. In questo caso la degradazione degli

inquinanti organici è accelerata.

Fe3+

+ H2O2 ↔ H+ + FeOOH

2+

FeOOH2+

→ HO2• + Fe

2+

Il processo Fenton è un modo molto semplice di formare radicali OH;

inoltre il ferro è un elemento molto abbondante e non tossico. Il metodo ha

comunque un inconveniente, che è rappresentato dal fatto che è necessario

uno stretto controllo del pH, il quale deve essere uguale a 2,7-2,8: a valori

elevati di pH l’H2O2 si decompone senza formare radicali e il ferro

precipita come idrossido.


49

3.1.5 PROCESSI CHE UTILIZZANO LE RADIAZIONI

IONIZZANTI

Le radiazioni ionizzanti sono radiazioni ad alta energia in grado di eccitare

e ionizzare il materiale che attraversano, e si distinguono in particelle

accelerate, le quali sono rappresentate da particelle subatomiche (elettroni,

positroni, neutroni, protoni, particelle α…), e onde elettromagnetiche (raggi

γ e raggi X).

Di seguito verranno descritti i due tipi di radiazione ionizzante che vengono

applicati al trattamento delle acque, i fasci di elettroni accelerati e le

radiazioni γ.

Si ricorda che l’impiego di acceleratori di elettroni rappresenta lo scopo

applicativo delle ricerche e degli studi che utilizzano le sorgenti radioattive.

3.1.5.1 E-beams

Le particelle accelerate più penetranti e più sfruttate sono gli elettroni. Gli

elettroni sono emessi da acceleratori di elettroni (e-beams), che convertono

l’energia elettrica in corrente elettronica. Il principio su cui si basano questi

acceleratori risiede nel fatto che gli elettroni sono particelle cariche, per cui

possono essere accelerati da una differenza di potenziale. Gli elettroni

emessi da un catodo sono accelerati all’interno di un tubo sotto vuoto da un

campo elettrostatico oppure da un campo elettromagnetico, e sparati

all’esterno del tubo acceleratore sotto forma di un fascio che va a colpire il

prodotto da irraggiare.

3.1.5.2 Radiazioni γ

I raggi γ sono radiazioni con lunghezze d’onda minori di 10−12

m . Queste

radiazioni sono generate da radionuclidi instabili nel corso del decadimento

del nucleo da uno stato eccitato ad uno più stabile. Un esempio di

radionuclide instabile è il 60

Co, che si trasforma per decadimento β− in

60Ni,

emettendo radiazione γ. Per poter utilizzare il 60

Co come sorgente γ,

vengono utilizzate pastiglie di questo radioisotopo incapsulate

ermeticamente in cilindri di acciaio inossidabile a tenuta stagna detti


50

matite. Questi contenitori vengono poi assemblati per raggiungere la

potenza desiderata per la sorgente.

Le radiazioni ionizzanti applicate a soluzioni acquose danno luogo alla

radiolisi dell’acqua: tra le specie radicaliche che si formano c’è il radicale

idrossile (vedere RADIOLISI DELL’ACQUA, Capitolo 3).

3.1.6 ULTRASUONI

Gli ultrasuoni applicati a soluzioni acquose sono considerati un processo di

ossidazione avanzata in quanto portano alla formazione di radicali OH

tramite la cavitazione acustica, che consiste in un evento ciclico

caratterizzato dalla formazione, dalla crescita e dal collasso di microbolle

di gas all’interno del liquido in cui si propagano gli ultrasuoni.

Gli ultrasuoni sono onde acustiche con frequenza superiore ai 16 kHz. Si

diffondono in un liquido sotto forma di onde di compressione e di

decompressione.

Quando una soluzione è attraversata da ultrasuoni di intensità

sufficientemente alta, questi possono alterare e distruggere la struttura del

solvente, perché in tali condizioni le forze intermolecolari non riescono a

mantenere coese le molecole. Questo provoca la formazione di bolle di gas

nella soluzione: le bolle di cavitazione.

Fig. 3.4 Bolla di cavitazione


51

Le bolle di cavitazione assorbono l’energia dell’onda sonora e crescono

fino ad un punto in cui non possono più assorbire energia in maniera

efficiente, perché sono troppo grandi, e quindi implodono, portando alla

formazione di un breve e locale hot spot, ovvero di un punto caldo nel

liquido circostante, che ha una temperatura di 5000°C, una pressione di

1000 atmosfere e un tempo di vita minore di un secondo.

Fig. 3.5 Meccanismo della cavitazione acustica

A causa delle condizioni estreme di temperatura e di pressione, all’interno

delle microbolle e all’interfaccia bolla-soluzione, succede che le molecole

intrappolate di gas disciolto e acqua vaporizzata sono portate ad uno stato

eccitato e si dissociano: dalla dissociazione di acqua e ossigeno si generano

così i radicali OH.

H2O → H• +

•OH

O2 → 2•O

•

•O

• + H2O → 2

•OH


52

[H• + O2 → HO2

•]

I radicali OH sono in grado di attaccare facilmente qualsiasi substrato

organico presente nell’ambiente di reazione, in alternativa possono

ricombinarsi con altri •OH per dare H2O2. Quest’ultimo, insieme ai radicali

OH che non hanno reagito all’interfaccia, può migrare nel bulk della

soluzione e reagire con le specie lì presenti.

3.2 RADIOLISI DELL’ACQUA

Quando una soluzione acquosa è investita dalle radiazioni ionizzanti,

l’energia assorbita si deposita nelle molecole di acqua, portando alla

formazione di specie radicaliche molto reattive.

I prodotti radiolitici primari che si trovano in soluzione dopo 10−8

secondi

dalla collisione radiazioni/acqua sono:

H2O + radiazioni ionizzanti → eaq− +

•H +

•OH + H2 + H2O2 + H3O

+

Fig. 3.6 Prodotti radiolitici primari

Radiolysis of water (pH 3-11)

H

8%

OH

38%

H2O2

10%H2

6%

e-aq

38%

electrons 0.1-20 MeV and g-radiation

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


53

La quantità di ciascuno di questi prodotti è indicata in termini di G,

parametro che rappresenta il numero di specie trasformate, generate o

distrutte, a seguito dell’assorbimento da parte del sistema di 100 eV di

energia.

Ecco i valori di G per i prodotti radiolitici primari, riferiti a valori di pH

compresi tra 4 e 11:

G (eaq−) = G (

•OH) = G (H3O

+) = 2,7; G (

•H) = 0,60; G (H2) = 0,45; G

(H2O2) = 0,70.

Queste entità transienti reagiscono poi con i substrati inquinanti che si

trovano nell’acqua, i quali vengono degradati parzialmente a molecole più

semplici, oppure vengono trasformati completamente in CO2 e H2O.

Ovviamente, molti parametri influenzano la forza della degradazione

indotta dalle radiazioni. Tra quelli maggiormente in gioco ci sono il pH, la

presenza d’aria, di ossigeno, di altri gas e molecole che agiscono sulle

specie reattive in soluzione. Inoltre, sono fondamentali i valori della dose di

radiazione, dose-rate, e della concentrazione dei substrati in esame.

Il radicale OH esibisce un equilibrio acido-base:

•OH + H2O ↔ O

−• + H3O

+

Il pKa di •OH, pari a 11,9, fa si che in ambienti neutri e acidi la specie

predominante sia il radicale OH. Invece, se si lavora in condizioni basiche

la specie favorita diverrebbe la base coniugata O−•

, meno ossidante e

reattiva del radicale idrossile.


54

Fig. 3.7 Effetto del pH sulla resa dei prodotti nell’irraggiamento

dell’acqua con 0,1 < E < 20 MeV

3.2.1 RADICALE IDROSSILE

Il radicale idrossile è una specie altamente reattiva e attacca la maggior

parte delle molecole organiche con costanti di velocità dell’ordine dei

processi diffusivi (k ≈ 1010

M-1

s-1

).

Questo radicale è un potente agente ossidante grazie al suo il potenziale di

riduzione molto alto (2,8V).


55

Reduction Potentials of radicals, V

-1

-0,5

0

0,5

1

1,5

2

2,5

3

1

VHydroxyl radical (2) (●OH, H+/ H2O)

Chlorine radical anion (Cl2●-)

Hydroxyl radical (1) (●OH/ OH-)

Oxide radical ion (O●-)

Perhydroxyl radical (1) (HO2●, H+)

Chlorine dioxide (ClO2●, H+)

Ozone (O3)

Superoxide radical (O2●-)

Hydrogen peroxide (H2O2, H+)

Perhydroxyl radical (2) (HO2●)

Chlorine (Cl2)

Hypochlorous acid (2) (HClO)

Hypochlorous acid (1) (HClO, H+)

Oxidative power

Standard R. + e- R-

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

* Notes•A more positive reduction potential for the couple R./R-, means that R. is a more powerful oxidant.•When protons are involved, the reduction potential of the half-cell varies with pH

(HO2,H+/H2O2) pH=0

Fig. 3.8 Potenziali di riduzione dei radicali


56

Lo spettro di assorbimento del radicale OH presenta una banda di debole

intensità nella regione UV (230-240 nm), ε ≈ 500-600 M-1

cm-1

. Questa

informazione può essere sfruttata per il monitoraggio delle sue evoluzioni,

anche se il basso valore di ε fa si che l’analisi sia riservata alle variazioni

ottiche apportate al sistema dalla scomparsa delle specie che interagiscono

con •OH, oppure alla formazione di intermedi di reazione.

Fig. 3.9 Spettro di assorbimento del radicale OH

In presenza di un substrato organico, il radicale OH può reagire in tre modi

differenti.

1) Estrazione di un atomo di idrogeno da idrocarburi saturi.

2) Addizione ai sistemi π dei doppi legami o dei composti aromatici.

3) Cattura di un elettrone.


57

H

˙OH

˙cattura di un elettrone

estrazione di un atomo di idrogeno addizione ai sistemi π

Fig. 3.10 Meccanismi d’azione del radicale OH

3.2.2 PRODOTTI MOLECOLARI

I prodotti molecolari della radiolisi dell’acqua sono H2 e H2O2.

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

OH.

H2 + •OH → H2O +

•H

Se H2 sfugge dal sistema, viene prodotto l’ossigeno.

H2O2 + •OH → H2O + HO2

•

HO2• + HO2

• → H2O2 + O2

HO2• +

•OH → H2O + O2


58

- H2O2 reagisce con le specie riducenti (eaq− e

•H)

H2O2 + eaq− →

•OH + OH

−

H2O2 + •H → •OH + H2O

Da queste reazioni è facile capire che la resa dei radicali OH aumenta

notevolmente in presenza H2O2 (Fig. 3.11).

Radical yields in the presence of H2O2

0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

G,

mm

ol/J

Radical and molecular products

Radiolysis of Water/H2O2 10 mM

pH 6-7

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

e(aq) OH H H2 H2O2

Electrons 0.1-20 MeV

S. Emmi, 22 Apr 2009

no H2O2 with H2O2 10 mM

0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

G, m

mo

l/J

Radical and molecular products

Radiolysis of Water pH 3-11

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

e(aq) OH H H2 H2O2

Spinks&Woods, 3rd ed. p.260

g-rays and Electrons 0.1-20 MeV

S. Emmi, 25 Nov. 2003

Fig. 3.11 Valori di G dei prodotti radiolitici primari

3.2.3 RADICALE IDROPEROSSILE

È stato appena visto che in soluzioni deaerate il radicale idroperossile

deriva dalla reazione del perossido di idrogeno con il radicale OH.

Invece, in soluzioni aerate HO2• è formato dalla reazione dell’elettrone

solvatato o dei radicali idrogeno con l’ossigeno disciolto.

Generalmente, il radicale idroperossile reagisce con se stesso formando

perossido di idrogeno.


59

HO2• + HO2

• → H2O2 + O2

3.2.4 ELETTRONE SOLVATATO

L’elettrone solvatato può reagire con se stesso, con H2O, con impurità,

soluti o, in soluzioni acide, con protoni:

eaq− + eaq

− → H2 + 2 OH

−

eaq− + H2O →

•H + OH

−

eaq− + S → S• −

eaq− + H

+ •H

3.2.5 ATOMO DI IDROGENO

L’atomo di idrogeno, •H, è un agente riducente, ma non è forte come

l’elettrone solvatato.

Le reazioni principali di •H con i composti organici sono l’estrazione di

idrogeno e l’addizione al doppio legame o all’anello aromatico.

RH + •H → H2 + R

•

PhH + •H → HPh

•H

Una importante reazione di •H è quella con O2.

•H + O2 → HO2

•

Se si vuole creare una reazione selettiva tra il radicale idrossile e i substrati

presenti in soluzione, eliminando i radicali indesiderati, è necessario

predisporre determinate condizioni sperimentali.


60

3.2.6 SCAVENGERS

Durante la radiolisi dell’acqua si formano delle specie riducenti, eaq− e

•H,

che dovrebbero essere neutralizzate a specie che reagiscono scarsamente o,

ancora meglio, trasformate in radicali OH. E’ possibile fare ciò

aggiungendo uno o più scavangers al sistema, quali il protossido di azoto e

l’ossigeno (anche il perossido di idrogeno è considerato uno scavanger e le

sue reazioni con le specie riducenti sono già state viste nel paragrafo 3.2.2).

3.2.6.1 Protossido d’azoto

Saturando la soluzione acquosa con protossido di azoto, a pH compreso tra

3 e 11, si verificano le seguenti reazioni:

eaq− + N2O → N2O

−• → N2(↑) + O

−•

k = 9,1 × 109 M

-1s

-1

O−•

+ H2O → •OH + OH−

Il risultato è dunque un aumento della resa del radicale OH, che è presente

in modo esclusivo (il G di •H è piccolo, pari a 0,60).

E’ importante sottolineare che il protossido di azoto ha una elevata

concentrazione in soluzione ([N2O] = 0,025 M).

3.2.6.2 Ossigeno molecolare

Saturando la soluzione acquosa con ossigeno, si verificano le seguenti

reazioni:

eaq− + O2 → O2

−• k = 1,9 × 10

10 M

-1s

-1

•H + O2 → HO2

• k = 2,1 × 10

10 M

-1s

-1

O2−•

+ H+ ↔ HO2

•


61

Visto che il pKa di HO2• è uguale a 4,7, a pH acidi prevarrà il radicale

idroperossile, mentre in ambienti debolmente acidi, neutri e basici

l’equilibrio sarà spostato in favore del radicale superossido, O2−•

.

3.3 OSSIDAZIONE DEL FENOLO AD OPERA DEL RADICALE

OH

L’anello aromatico dell’octilfenolo è il principale bersaglio del radicale

OH. In letteratura esistono molti studi riguardanti la degradazione dei

composti fenolici per mezzo del radicale OH, e di seguito è riportato il

meccanismo proposto per tale ossidazione.

+ ˙OH →

˙

OH

H

H

H

OH

H˙

↔O₂

OH

H

H

O―O˙

Il radicale OH attacca la nuvola elettronica del benzene

radicale diidrossicicloesadienile

L’ossigeno si fissa al radicale diidrossicicloesadienilico

radicale perossicicloesadienile

OH OH

OH OH


62

→- HO₂•

OHOH

H

H

O―O˙

˙

OH H

H

OH

In seguito avvengono le seguenti reazioni:

→

OH OH

OH OH

→

idrochinone

catecoloL’attacco di OH può avvenire anche in para

OH

OH

OH OH

idrochinonecatecoloO

O

p-benzochinone(oppure o-benzochinone)

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

Ecco prodotti intermedi dell’ossidazione del fenolo

MATERIALI E TECNICHE STRUMENTALI

63

Capitolo 4


Per le prove di degradazione dell’octilfenolo sono stati usati tre diversi

metodi ossidativi: le radiazioni γ, le radiazioni UV e gli ultrasuoni. I test

hanno previsto l’aggiunta di un agente ossidante, il perossido di idrogeno

(H2O2), e di un catalizzatore, il biossido di titanio (TiO2).

Il perossido di idrogeno è stato addizionato ad una concentrazione di 0,76

mM, mentre il biossido di titanio si trovava depositato sotto forma di film

sulle pareti del recipiente di vetro pyrex.

Tutte le prove degradative effettuate sulle soluzioni di octilfenolo sono

state condotte in atmosfera di aria naturale: ciò è direttamente correlato alle

condizioni tecnologiche che potrebbero essere adottate negli impianti di

trattamento delle acque.

4.1 SORGENTE DI RADIAZIONI IONIZZANTI: LA γ-CELL

Per l’irraggiamento γ è stata utilizzata la Gammacell Nordion 220

dell’Istituto ISOF del CNR. Essa sfrutta il decadimento del radionuclide

instabile 60

Co.

Il 60

Co viene prodotto artificialmente nei reattori nucleari, per

bombardamento neutronico dell’isotopo stabile 59

Co.

59

Co + n → 60

Co

Il 60

Co decade a 60

Ni stabile, con un tempo di dimezzamento di 5,27 anni.

Durante il decadimento si ha l’espulsione di un elettrone e di due fotoni

gamma a diversa energia, 1,17 e 1,33 MeV, entrambi con efficienza del

100%.


64

60Co →

60Ni + e

− + hν

La Gammacell è costituita da un corpo centrale all’interno del quale è

presente una cavità rivestita di barrette di acciaio inox cave e stagne,

contenenti pastiglie di 60

Co, con una geometria tale da permettere un

irraggiamento uniforme del campione. La sorgente è ricoperta da un

materiale ad alta densità, piombo e acciaio, in grado di schermare le

radiazioni e proteggere l’operatore. Il campione viene posto all’interno

della cavità cilindrica di un pistone, il quale può scendere e risalire nel

corpo della struttura permettendo di portare il campione da irradiare

all’interno della Gammacell e riportarlo in superficie per poterlo estrarre.

Anche il pistone è rivestito di piombo e acciaio, e i suoi movimenti di

discesa e di risalita possono essere azionati manualmente oppure possono

essere regolati da un timer.

Fig.4.1 Gammacell Nordion 220


65

4.1.1 DOSE

La dose è definita come l’energia assorbita per unità di massa. La sua unità

di misura è il Gray (Gy), che equivale a 1 J/kg. Questa unità di misura è

stata introdotta recentemente in sostituzione del rad (1 rad = 0,01 Gy), che

non è più accettato dal SI.

La dose assorbita dal campione sottoposto ad irradiamento è fondamentale

affinchè si possa valutare l’entità degli effetti chimici, fisici o biologici

indotti dalle radiazioni ionizzanti. Essa è ricavata in base alla dosimetria,

che consiste in un insieme di tecniche che si avvalgono di dosimetri, i quali

sono definiti come dispositivi che, a seguito dell’assorbimento di radiazioni

ionizzanti, mostrano il cambiamento di una loro caratteristica chimica o

fisica quantificabile e riproducibile in base alla dose assorbita. I dosimetri

possono essere primari e secondari. I dosimetri che abitualmente vengono

utilizzati sono quelli chimici: sono molto pratici e sono costituiti da un

componente principale (solvente), che assorbe l’energia della radiazione, e

da un componente secondario (soluto), che reagisce con le specie

radicaliche prodotte nel solvente generando i cambiamenti chimici

osservati.

Il calcolo della dose con un dosimetro chimico richiede la conoscenza della

resa radiolitica, che è definita come la quantità di una determinata sostanza

prodotta, distrutta o trasformata per assorbimento di una quantità media di

energia, da parte della materia irradiata. Nel SI, la resa, G value, si misura

in mol/J.

Dose (Gy) = 9,648 × 106 [X] / (ρGx) (4.1)

dove [X] è la concentrazione di una specie formata quantitativamente in

seguito all’assorbimento della radiazione, ρ è la densità della soluzione in g

cm−3

, Gx è la resa in molecole ogni 100eV di energia assorbita, e il fattore

numerico converte il risultato in Gray.

Un dosimetro chimico ideale deve dare una risposta:

- proporzionale alla dose assorbita in un largo intervallo (1-106 Gy);


66

- indipendente dalla velocità con cui la dose viene assorbita (1-1011

Gy s-1

);

- indipendente dall’energia e dalla velocità lineare di perdita di energia

della radiazione;

- indipendente dalla temperatura;

- riproducibile (con un errore massimo del 5%);

- stabile in condizioni normali (esposizione alla luce e all’aria), prima e

dopo l’irradiamento;

- indipendente dai piccoli cambiamenti nella sua composizione.

Nella pratica nessun dosimetro riesce a soddisfare completamente queste

richieste.

4.1.1.1 Dosimetro di Fricke

Il dosimetro utilizzato per determinare la dose di radiazione conferita alle

soluzioni di octilfenolo esaminate in questa tesi è stato il dosimetro di

Fricke, uno dei dosimetri chimici più utilizzati.

Il dosimetro di Fricke è costituito da una soluzione di FeSO4 7H2O 10-3

M,

di NaCl 10-3

M in H2SO4 0.4 M (pH = 0,46), satura di aria ([O2] disciolto =

10-4

M).

La reazione che viene seguita per risalire alla dose assorbita è

l’ossidazione, indotta dalle radiazioni ionizzanti, di ioni ferrosi (Fe2+

) a ioni

ferrici (Fe3+

). Per determinare la quantità di ione Fe3+

formato si misura la

sua assorbanza a 304 nm, in quanto a questa lunghezza d’onda il suo

assorbimento è massimo (ε di Fe3+

= 2205 M-1

cm-1

), mentre quello dello

ione Fe2+

è trascurabile (ε di Fe2+

= 1 M-1

cm-1

).

L’aggiunta di NaCl alla soluzione è indispensabile per inibire l’interferenza

di impurezze organiche eventualmente presenti, che catturerebbero una

quantità imprecisata di radicale OH.

La funzione dell’acido solforico è quella di evitare la precipitazione di

composti basici del ferro.


67

Reazioni che avvengono nel dosimetro di Fricke:

H2O + radiazione → e-aq +

•OH + H

• + H2 + H2O2 + H3O

+

e-aq + H3O

+ → H

• + H2O

H• + O2 → HO2

•

•OH + Cl

− + H3O

+ → Cl

• + 2 H2O

HO2• + Fe

2+ → Fe

3+ + HO2

−

HO2- + H

+ → H2O2

H2O2 + Fe2+

→ Fe3+

+ •OH + OH

−

•OH + Fe

2+ → Fe

3+ + OH

−

Cl• + Fe

2+ → Cl

− + Fe3+

Applicando la legge di Lambert-Beer all’equazione 4.1 si può ricavare

l’espressione per il calcolo della dose in base alle variazioni di

assorbimento ottico registrate a 304 nm per il dosimetro irradiato:

Dose (Gy) = 9,648 × 106 ΔA / (Δε l ρ GFe

3+) (4.2)

dove l è il cammino ottico che compie il raggio di luce dello

spettrofotometro all’interno della cuvetta che contiene la soluzione di

Fricke.

Impiegando il dosimetro di Fricke con i raggi γ (la dosimetria è stata

compiuta irradiando la soluzione di Fricke in gammacell) la resa di Fe3+

per

le reazioni sopra riportate è GFe3+

= 15,5 molecole per 100 eV, che in unità


68

di misura SI equivale a 1,61 × 106 mol/J. La sostituzione dei valori delle

costanti dell’equazione 4.2 conduce all’ espressione di dose seguente:

Dose (Gy) = 277 ΔA / l (4.3)

Si deve tenere conto che il coefficiente di estinzione molare dello ione

ferrico dipende dalla temperatura. Il suo valore varia dello 0,69% ogni

grado centigrado. Quindi l’espressione corretta per la concentrazione di

Fe3+

è:

[Fe3+

] = ΔA / { l Δε [1 + 0,007 (T2 – T1)] } (4.4)

● T2 è la temperatura in °C alla quale sono eseguite le misure

spettrofotometriche;

● T1 è la temperatura alla quale è noto il valore del coefficiente

d’assorbimento molare.

Il valore corretto di dose è dato dall’equazione:

Dose (Gy) = 277 ΔA / { l [1 + 0,007 (T2 – 25)] } (4.5)

Durante lo svolgimento di questa tesi sono state effettuate diverse

dosimetrie, una per ogni tipo di recipiente utilizzato per irraggiare le

soluzioni di octilfenolo. Questo perché ad ogni geometria e posizione del

recipiente contenente la soluzione da trattare all’interno della camera di

irraggiamento della γ-cell, corrisponde una diversa dose di radiazione

assorbita dalla soluzione stessa.


69

Fig. 4.3 Equazione dosimetrica della γ-cell ricavata per un contenitore di pyrex

Fig. 4.4 Equazione dosimetrica della γ-cell ricavata per un contenitore di

polietilene


70

4.2 REATTORE FOTOCHIMICO

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

100, munito di 16 lampade. Le lampade del reattore fotochimico emettono

radiazioni ultraviolette UVC con picco a 253,7 nm, e la loro potenza è di

8W.

Fig. 4.5 Reattore fotochimico Rayonet RPR-100

Fig. 4.6 Picco di emissione delle lampade

del reattore


71

Durante ogni trattamento è stato attivato il sistema di ventilazione dello

strumento.

4.3 BAGNO A ULTRASUONI

Per la sonicazione è stato impiegato il bagno a ultrasuoni del CNR,

Starsonic 90 della Liarre.

La frequenza degli ultrasuoni di questo apparecchio è compresa tra 28 e 34

kHz.

4.4 TECNICHE DI RIVELAZIONE

Le tecniche utilizzate per osservare i cambiamenti chimici indotti nelle

soluzioni trattate con le varie tecniche di ossidazione sono state affidate alla

spettrofotometria nel visibile e nel vicino UV, e all’analisi IR in riflettenza

totale attenuata (ATR).

4.4.1 ANALISI SPETTROFOTOMETRICA UV/VIS

L’analisi spettrofotometrica ha previsto un confronto tra gli spettri UV/VIS

delle soluzioni prima del trattamento e quelli relativi ai vari processi

degradativi.

Sono stati utilizzati due spettrofotometri della Perkin Elmer, Lambda 40 e

Lambda 45, a doppio raggio.

Sono state adoperate celle da 1 cm.

4.4.2 ANALISI IR IN RIFLETTANZA TOTALE ATTENUATA

L’analisi IR in riflettenza totale attenuata richiede che il campione venga

posto a contatto con le facce di un cristallo ottico prismatico, attraverso il

quale si fa passare la radiazione della sorgente. Dirigendo il fascio a una

estremità del cristallo, con un corretto angolo di incidenza, si ha la

formazioni di riflessioni multiple interne prima che il fascio emerga

dall’altra estremità. Ad ogni riflessione la radiazione penetra nella


72

superficie del campione ad una profondità di pochi micrometri. L’intensità

del raggio è attenuata secondo le caratteristiche di assorbimento del

campione, permettendo la registrazione di uno spettro di assorbimento (Fig.

4.7).

Fig. 4.7 Meccanismo ATR

Questo tipo di analisi è stata effettuata durante l’irradiamento UV

dell’octilfenolo in soluzione, in presenza di TiO2, ed è stato usato il

ReactIR 45m della Mettler Toledo, mostrato in Fig. 4.8. Una sonda

collegata all’analizzatore attraverso un condotto ottico, è stata inserita

all’interno del cristallizzatore contenente la soluzione, posto a sua volta nel

reattore fotochimico. La sonda, possedeva come elemento ATR il

diamante.

Il diamante non assorbe nella regione spettrale compresa tra 2200 e 1900

cm-1

: questo non ha rappresentato un problema per la valutazione degli

effetti chimici dovuti all’irradiamento della soluzione di octilfenolo, in

quanto i picchi di interesse non rientravano in tale zona.

Questa analisi ha permesso di acquisire gli spettri IR delle soluzioni di

octilfenolo durante tutto lo svolgimento della prova degradativa: non c’è

stato solo un confronto tra lo spettro iniziale e quello finale.

Ogni spettro comprendeva 128 scansioni con una risoluzione di 8 cm-1

,

unite in un range di 4000-650 cm-1

.

IR beam

ATR prism

sample


73

Fig. 4.8 ReactIR™ usato per le analisi IR in riflettenza totale attenuata

L’analisi mediante ReactIR rappresenta una tecnica innovativa che ha molti

vantaggi, come la possibilità di ottenere risultati immediati, riducendo così

i tempi necessari per una classica analisi IR, la possibilità di esaminare

specie instabili e di avere informazioni più profonde sulle molecole.

4.5 PROVE DI ECOTOSSICITA’ BASATE SULLA

LUMINOSITÁ BATTERICA

Un metodo fondamentale che può essere utilizzato come primo screening

per valutare la tossicità di inquinanti presenti nell’ambiente, è rappresentato

dai saggi che utilizzano i batteri bioluminescenti. Il principio di questo tipo

di analisi si basa sulla valutazione dell’energia luminosa sviluppata da

questi batteri, considerando che la produzione di luce è il risultato di un

processo metabolico delle cellule batteriche, ed è il riflesso del loro “stato

di salute”. L’inibizione, ad opera di un composto tossico, di uno dei

numerosi enzimi direttamente o indirettamente coinvolti nel processo di

bioluminescenza, conduce ad una riduzione della produzione di luce.

Quindi, la capacità luminosa dei batteri risulta inversamente proporzionale

al grado di tossicità della sostanza analizzata.


74

Il sistema luminescente è altamente sensibile anche a microquantità di

inquinanti. Le analisi basate su batteri luminosi oltre a dare una stima della

tossicità, sono caratterizzati da velocità di esecuzione, accuratezza,

sensibilità e semplicità.

Per questo tipo di analisi sono molto utilizzati i batteri di due generi marini,

Photobacterium e Vibrio.

4.5.1 TEST SU OCTILFENOLO

I campioni d’acqua rappresentano la matrice ambientale più facile che può

essere testata con il saggio che utilizza i batteri bioluminescenti; il saggio,

per esempio, può essere applicato durante i processi di depurazione per

monitorare il progresso e il completamento del trattamento.

In questa tesi, le soluzioni di octilfenolo sono state sottoposte all’analisi

ecotossicologica utilizzando i batteri marini bioluminescenti del genere

Vibrio. I test sono stati eseguiti in collaborazione con la Dr.ssa Ferri del

dipartimento di Scienza dei Metalli, Elettrochimica e Tecniche Chimiche

dell’Università di Bologna.

La prova risulta normata in Italia con il riferimento IRSA-CNR, 1996,

giugno 1996: 1-8.

Le soluzioni di octilfenolo non trattate e trattate con radiazioni γ sono state

poste nelle micropiastre insieme ai batteri bioluminescenti, a diverse

concentrazioni: la soluzione madre e due diluizioni, 1:2 e 1:4. Il processo

delle diluizioni viene normalmente eseguito per valutare la sensibilità del

test: risposte proporzionali alle diverse concentrazioni della stessa

soluzione indicano che gli effetti ottenuti non sono aspecifici.

Successivamente è stata determinata la tossicità dei campioni, misurando la

luminosità dei batteri mediante il luminometro (Fig. 4.10).


75

Fig. 4.10 Luminoskan Ascent

4.6 PREPARAZIONE DEI CAMPIONI DA TRATTARE

Lo studio delle trasformazioni indotte dalle specie radiolitiche impone che

il sistema sia puro per evitare che si verifichino reazioni secondarie.

Quindi, le soluzioni utilizzate per le prove in laboratorio sono state

preparate adoperando reagenti con un’alta percentuale di purezza. È stato

utilizzato l’octilfenolo della marca Aldrich, puro al 99%, il quale è stato

disciolto in acqua deionizzata e purificata, prodotta con un sistema

Millipore (Milli-Q), cioè in acqua tridistillata.

Tutte le soluzioni di octilfenolo sono state preparate partendo da una pesata

di 12 mg/L di composto. La quota di octilfenolo solubilizzato è stata

ottenuta sottoponendo la soluzione, contenente due ancorette, ad un

processo di agitazione su una piastra magnetica per circa 60 ore: la parte

non solubilizzata del composto veniva rimossa per filtrazione.


76

Fig. 4.11 Solubilizzazione di OP sulla piastra magnetica

e filtro per la rimozione del composto non solubilizzato.

Una speciale procedura di lavaggio della vetreria ha assicurato che questa

non fosse contaminata da nessun residuo organico ed inorganico. La

tecnica richiede una serie di lavaggi, il primo dei quali si effettua con un

potente agente ossidante, la miscela permanganica (KMnO4 (s) in acido

solforico al 95-97 %), poi si esegue un lavaggio con acqua monodistillata, e

un altro con una soluzione costituita da acqua, perossido di idrogeno e

acido cloridrico fumante; infine seguono tre lavaggi con acqua

monodistillata ed altri tre con acqua tridistillata.

Per quanto riguarda i reagenti aggiunti alle soluzioni di octilfenolo, è stato

usato il perossido di idrogeno della marca Merck, Suprapur, ad una

concentrazione del 30%. Invece, il biossido di titanio è stato fatto

depositare sulle pareti dei cristallizzatori di vetro pyrex sotto forma di film

dallo studio ingegneristico TiO2 Lab di Isernia, che collabora con l’istituto

ISOF del CNR.

Filtro Soluzione

di OP

ei

di OP

RISULTATI E DISCUSSIONE

77

Capitolo 5


5.1 PROVE PRELIMINARI

Le indagini preliminari hanno condotto alla raccolta delle principali

proprietà dell’octilfenolo (OP). Lo studio sperimentale ha preso in

considerazione le soluzioni acquose di OP con una concentrazione

dell’ordine di μmol/L: OP ha una bassa solubilità in acqua (a 20,5 °C è

12,6 ± 0,5 mg/L, ovvero 61,2 ± 2,43 μmol/L) a causa delle sue

caratteristiche idrofobiche dovute al gruppo aromatico e alla catena

alifatica di otto atomi di carbonio.

Figura 5.1 Spettro UV/VIS dell’octilfenolo in acqua


78

Lo spettro UV-VIS di una soluzione acquosa di octilfenolo presenta due

principali bande di assorbimento: a 277 nm, corrispondente alla transizione

n→π*, e a 222 nm corrispondente a una transizione π→π* (Fig. 5.1).

Per il monitoraggio spettrofotometrico della concentrazione di octilfenolo

in acqua è stato preso in considerazione il picco a 277 nm.

Per il calcolo della concentrazione delle soluzioni prima del trattamento

degradativo è stata applicata la legge di Lambert-Beer:

A = c × ε × l

dove A è il valore di assorbanza a 277 nm, ε = 1560 M-1

cm-1

a 277 nm, l

(celle dello spettrofotometro) = 1 cm.

5.2 TRATTAMENTI DI DEGRADAZIONE PER MEZZO DEI

PROCESSI DI OSSIDAZIONE AVANZATA

Di seguito sono riportati i risultati dei trattamenti degradativi a cui sono

state sottoposte le soluzioni di OP, che hanno previsto l’uso dei raggi γ,

delle radiazioni UV e degli ultrasuoni.

5.2.1 TRATTAMENTO CON RADIAZIONI γ

Il processo mediante radiazioni γ è stato condotto su vari sistemi allo scopo

di verificare l’effetto di componenti quali TiO2 e H2O2 sia separatamente,

sia in un sistema ibrido. Un primo esperimento è stato condotto per mezzo

delle sole radiazioni γ, mentre nel secondo e nel terzo sono stati aggiunti

rispettivamente TiO2 e TiO2 insieme a H2O2. Il tempo totale di

irraggiamento è stato di 90 minuti (per la terza prova il tempo totale è stato

100 minuti), ma, per monitorare l’andamento della degradazione, ad

intervalli di tempo definiti, è stato eseguito lo spettro UV/VIS della

soluzione di OP trattata (1, 3, 5, 10, 20, 30, 45, 60, 90 minuti).

E’ stata poi effettuata una quarta prova che ha previsto un irraggiamento di

24 ore, senza interruzione.


79

5.2.1.1 OP + γ

E’ stato adoperato un cristallizzatore di pyrex contenente 50 mL di

soluzione di OP.

In Fig. 5.2, il confronto degli spettri relativi alla soluzione prima del

trattamento, durante le varie fasi, e al termine del test, dimostra che

l’energia assorbita causa la variazione del sistema. Il picco del fenolo a 277

nm, dopo un lieve iniziale aumento, diminuisce il suo assorbimento

progressivamente (Fig. 5.3). Il meccanismo più probabile per la

degradazione del fenolo è quello che vede l’attacco del radicale OH

all’anello aromatico, con la conseguente formazione, nelle prime fasi del

processo, del 4-terz-octilcatecolo (aumento del picco), che viene a sua volta

ossidato nel corso della reazione a composti alifatici contenenti gruppi

carbossilici (diminuzione del picco). Questo andamento trova conferma nel

grafico riportato in Fig. 5.4 della reattività del fenolo e dei suoi derivati con

i radicali presenti in soluzione, e nella Tabella 5.1 delle relative costanti

cinetiche.

L’ipotesi della formazione del 4-terz-octilcatecolo è avvalorata dallo

spettro UV/VIS del catecolo disponibile in letteratura, riportato in Fig. 5.5,

nel quale si osserva un’ampia banda di assorbimento nella regione attorno a

277 nm.

In Fig. 5.2, l’aumento dell’assorbimento nella zona a λ ≤ 240 nm rende

conto della comparsa di prodotti di degradazione (carbonili e carbossili).


80

200 220 240 260 280 300 320 340 360 380 400

0,00

0,02

0,04

0,06

0,08

0,10

0,12

0,14

0,16

0,18

0,20

OP (12,8 mM) + g

Asso

rba

nza

nm

Figura 5.2 Spettri UV/VIS di OP + γ a dosi crescenti

(Dose tot = 606,7 Gy)

In Fig. 5.3, viene mostrato il grafico riguardante la cinetica di degradazione

dell’OP, con riferimento a λ = 277 nm: si può notare l’aumento iniziale del

ΔOD (differenza dei valori di assorbanza a 277 nm dello spettro riferito alla

soluzione trattata e di quello pre-trattamento) fino alla dose di 38,8 Gy (5

minuti di irraggiamento), poi una diminuzione fino alla dose di 606,7 Gy

(90 minuti).

0 Gy

606,7

Gy


81

Figura 5.3 Cinetica di degradazione di OP + γ


10

2

4

6

8

Log

(k)

OH

O3

HO2

OH OH OH OH

HO2

HO2

HO2

O2

-

O2

-

O2

-

O2

-

O2

- O3

O3

O3

OH

OH

OH OH

OH

OH

OH

OH

OH

OH

OH

OHOH

Fig. 5.4 Reattività del fenolo con il radicale OH

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

-0,012

-0,010

-0,008

-0,006

-0,004

-0,002

0,000

0,002

0,004

0,006

0,008 277 nm

O

D (

27

7nm

)

Tempo, min

606,7 Gy 0 Gy

38,8 Gy


82

Tabella 5.1 Costanti cinetiche del fenolo

Fig.5.5 Spettro UV/VIS del catecolo

Phenol ·OH O2

·- HO

·2 O3

k [L mol

-1s

-1]

C6H5(OH) 6.6 x 109 580

1.3 x 10

3

1,2-C6H4(OH)2 1.1 x 1010

<8 x 104 4.7 x 10

4 500

1.3-C6H4(OH)2 1.2 x 1010

2 4.1 x 103 9.8 x 10

4

1,4- C6H4(OH)2 5.2 x 109 1.6 x 10

7 1.7 x 10

7 1.5 x 10

6

1,2,3-C6H3(OH)3

3.4 x 105

1,3,5-C6H3(OH)3 ≥ 1 x 1010

2.3 x 103


83

5.2.1.2 OP + γ + TiO2

E’ stato adoperato un cristallizzatore di vetro pyrex sulle cui pareti era stato

depositato un film di TiO2, contenente 50 mL di soluzione di OP.

In questo caso, a differenza di quanto è avvenuto nelle prime fasi del

trattamento della prova precedente, non si osserva l’aumento del picco a

277 nm, ma una sua diminuzione progressiva. Questo andamento è

spiegabile considerando il fatto che la presenza del catalizzatore aumenta la

velocità delle reazione. Per effetto delle radiazioni γ, all’interno delle

particelle di TiO2 avviene una separazione di carica, con formazione della

coppia elettrone-buca positiva, analogamente a quanto accade in seguito

dell’assorbimento di luce UV da parte di TiO2. Il substrato reagisce con la

buca positiva o con il radicale OH che si forma all’interfaccia tra TiO2 e

H2O.

Anche il confronto tra i grafici riguardanti la cinetica di degradazione

rispetto al trattamento precedente, mostra il ruolo del TiO2: il ΔOD del

sistema con biossido di titanio risulta leggermente più grande di quello in

cui invece il catalizzatore è assente. Questo significa che il picco a 277 nm

in questa prova si è ridotto maggiormente, rendendo la reazione più

efficiente.


84

200 220 240 260 280 300 320 340 360 380 400

0,00

0,02

0,04

0,06

0,08

0,10

0,12

0,14

0,16

0,18

0,20

OP (13,4 mM) + g + TiO2

Assorb

an

za

nm

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


Figura 5.7 Cinetica di degradazione di OP + γ +

TiO2 a 277nm

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

-0,014

-0,012

-0,010

-0,008

-0,006

-0,004

-0,002

0,000

0,002 277 nm

O

D (

27

7n

m)

Tempo, min

0 Gy 606,3 Gy

606,3 Gy

0 Gy


85

5.2.1.3 OP + γ + TiO2 + H2O2

All’interno del cristallizzatore trattato con TiO2, contenente 50 mL di

soluzione di OP, è stata aggiunta H2O2 in concentrazione pari a 0,76 mM.

La velocità di degradazione aumenta rispetto ai due sistemi precedenti:

questo è dovuto alla presenza di H2O2 che porta ad un aumento della

produzione di radicali OH. Infatti, a seguito delle reazioni raffigurate nello

Schema 5.1 il G (OH), alla concentrazione sopra indicata di H2O2, diventa

≈ 0,4 μmol/J anziché 0,28 μmol/J (vedere Fig 3.11). Il sistema, dunque,

risulta più veloce e più efficiente rispetto ai due sistemi precedenti.

H2O –^^–>

eaq− +

•H +

•OH + H2 + H2O2 + H3O

+

H2O2 + eaq− →

•OH + OH

−

H2O2 + •H →

•OH + H2O

Schema 5.1 Produzione di radicali OH

200 220 240 260 280 300 320 340 360 380 400

0,00

0,02

0,04

0,06

0,08

0,10

0,12

0,14

0,16

0,18

0,20

Asso

rba

nza

, nm

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

crescenti (Dose tot = 677 Gy)

677 Gy

0 Gy

OP (14,4) + γ + TiO2 + H2O2


86

Figura 5.9 Cinetica di degradazione di OP + γ +

TiO2 + H2O2 a 277 nm

5.2.1.4 OP + γ (24 ore)

Un cristallizzatore di pyrex, contenente 50 mL di soluzione di OP, è stato

inserito in γ-cell. La durata del trattamento è stata di 24 ore. Osservando la

Fig. 5.10, si vede che a 277 nm il picco non c’è più, quindi il fenolo è stato

completamente degradato.

Poiché il pH della soluzione pretrattamento era di 6,78, mentre alla fine

della prova è risultato uguale a 4,56, si presume che si siano formati dei

gruppi carbossilici, il cui pKa sappiamo essere intorno a 5. Questa ipotesi

trova ampio supporto in letteratura (Shen et al.). Oltre ai gruppi

carbossilici, è altresì noto che la degradazione ossidativa porta alla

formazione di aldeidi e chetoni. In particolare la formazione di C=O è stata

messa in evidenza nel paragrafo 5.3 mediante analisi IR risolta nel tempo.

(Fig 5.20 e 5.21).

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

-0,040

-0,035

-0,030

-0,025

-0,020

-0,015

-0,010

-0,005

0,000

0,005 277 nm

O

D (

277nm

)

Tempo, min

677 Gy

0 Gy


87

200 220 240 260 280 300 320 340 360 380 400

0,00

0,02

0,04

0,06

0,08

0,10

0,12

0,14

0,16

0,18

0,20

Asso

rba

nza

, nm

Figura 5.10 SpettroUV/VIS di octilfenolo prima e dopo un

trattamento γ per 24 ore (Dose tot = 9,6 kGy)

5.2.2 TRATTAMENTO CON RADIAZIONI UV

5.2.2.1 OP + UV + TiO2 e/o H2O2: trattamento continuo

Due cristallizzatori sono stati posti all’interno del reattore fotochimico, uno

era di pyrex “puro”, mentre l’altro aveva il TiO2 depositato sulle pareti

sotto forma di film. Ciascun cristallizzatore conteneva 25 mL di soluzione

di OP. La durata del trattamento è stata di 60 minuti, senza interruzione.

Sono state effettuate due prove, una senza H2O2 e una con H2O2.

1° prova:

OP + UV

OP + UV + TiO2

2° prova:

OP + UV + H2O2

OP + UV + H2O2 + TiO2

9,6 kGy

pretrattamento


88

Dal confronto dei grafici in Fig.5.11, si vede che il primo, quello relativo

alla fotolisi diretta, senza l’aggiunta di altri reagenti, è diverso dagli altri

tre. Infatti, lo spettro di colore verde, che rappresenta la soluzione di OP

irradiata, mostra un aumento di assorbimento nella regione in cui si ha il

picco caratteristico del fenolo (277 nm). E’ ragionevole pensare che il

prodotto formatosi sia il 4-terz-octilcatecolo, osservando il suo spettro

UV/VIS e considerando il meccanismo della reazione della fotolisi di OP,

proposto più avanti.

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

0,02

0,04

0,06

0,08

0,10

0,12

0,14

0,16

0,18

0,20

Assorb

anza

, nm

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

0,02

0,04

0,06

0,08

0,10

0,12

0,14

0,16

0,18

0,20

Asso

rba

nza

, nm

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

0,02

0,04

0,06

0,08

0,10

0,12

0,14

0,16

0,18

0,20

Asso

rba

nza

, nm

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

0,02

0,04

0,06

0,08

0,10

0,12

0,14

0,16

0,18

0,20

Assorb

anza

, nm

pretrattamento

OP + UV

pretrattamento

pretrattamento

pretrattamento

OP + UV + H2O2 + TiO2

OP + UV + TiO2

OP + UV + H2O2

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


89

Ecco il meccanismo della fotolisi di OP sotto l’irradiazione a 253,7 nm in

soluzione acquosa (Patrick Mazellier and Julie Leverd).

OH

hν

O•

+ H⁺ + e⁻

O₂

O₂ •⁻

O

H•

O₂ •⁻

O

OO⁻

H+ H⁺

R

RR

R

4-terz-octilfenolo

O

OOH

H

OH

OOH

O

-H₂O

OH

4 O₂•⁻

OH

4-terz-octilcatecolo

R

R

R R

O


90

Gli altri tre grafici della figura 5.11, mostrano i risultati di un processo

fotochimico, che vede coinvolto il radicale OH come principale agente

ossidante. In questi casi il picco a 277 nm sparisce: si ipotizza che il

catecolo venga ossidato a sua volta ad opera del radicale OH .

Gli stessi autori che hanno proposto il meccanismo della fotolisi di OP,

hanno dimostrato che nel caso dell’irradiamento UV con H2O2, il 4-terz-

octilcatecolo venga ossidato a 2-idrossi-5-terz-octilbenzochinone.

Altri autori hanno individuato anche ulteriori prodotti derivanti

dall’estrazione di idrogeno dalla parte alchilica dell’octilfenolo (Brand et

al.).


91

Per quanto riguarda il processo di fotossidazione con TiO2, si può dire che

le molecole organiche, sotto l’illuminazione, reagiscono con le buche foto-

generate, o più probabilmente con i radicali OH foto-indotti, dando come

risultato un numero di intermedi idrossilati. La determinazione di questi

composti è stata oggetto di molte investigazioni. Anche se un meccanismo

completo di fotossidazione del fenolo con TiO2 e dei suoi derivati non è

stato ancora stabilito, studi qualitativi, e in alcuni casi quantitativi, sugli

intermedi del fenolo hanno permesso di proporne uno.

Il seguente meccanismo di reazione mostra le specie che si formano in

seguito all’ossidazione del fenolo in presenza di TiO2. I principali composti

generati sono il benzochinone, il catecolo, il resorcinolo e l’idrochinone,

più altri intermedi alifatici, come l’acido formico e l’acido acetico

(Sobczynski et al.).

OH

hν, TiO₂

+ •OH

O

OOH

+

OH

OH

OH OH

hν, TiO₂

+ •OH

C

OHO

CH₂

CH₂

CH₃

……CO₂ + H₂O +

OHCH₂

CH

CH₂

OH

OH

+ ++

CH₂

CH₂

OH

OH

O

CH

CH

O

FormateAcetate


92

In seguito ai risultati ottenuti dopo i diversi trattamenti con radiazioni UV,

si può affermare che la fotolisi diretta è meno efficiente rispetto alla

combinazione della luce con agenti ossidanti e catalizzatori, e che il

trattamento più efficace è quello in cui viene sfruttato l’effetto sinergico di

TiO2 e H2O2. La Fig. 5.12 conferma questa conclusione: sono messi a

confronto gli spettri ottenuti dopo l’irradiamento UV di OP con TiO2, con

H2O2 e con TiO2 + H2O2.

200 220 240 260 280 300 320 340 360 380 400

0,00

0,02

0,04

0,06

0,08

0,10

0,12

0,14

0,16

0,18

0,20

Asso

rba

nza

, nm

Fig. 5.12 Confronto tra i tre trattamenti fotochimici di OP + UV

5.2.2.2 OP + UV + H2O2 con e senza TiO2: trattamento discontinuo

Nel reattore fotochimico sono stati inseriti due cristallizzatori, uno era di

pyrex “puro”, con aggiunta di H2O2, mentre l’altro conteneva il TiO2. In

ciascun cristallizzatore erano presenti 50 mL di soluzione di OP.

Nell’esperienza con TiO2 la soluzione veniva agitata continuamente

durante il trattamento.

Il trattamento è stato interrotto ad intervalli di tempo definiti per eseguire lo

spettro UV/VIS delle soluzioni: 1, 2, 3, 4, 5, 10, 20, 30, 45, 60, 90 minuti.

OP + UV + TiO2

OP + UV + TiO2 + H2O2

OP + UV + H2O2


93

Si nota che all’inizio il picco a 277 nm aumenta leggermente per poi ridursi

via via: in base alle considerazioni fatte in precedenza, è possibile

affermare che nelle fasi iniziali si formi un intermedio, che viene a sua

volta degradato. Osservando sia gli spettri in Fig. 5.13 e 5.15, sia i grafici

riguardanti le cinetiche di degradazione in Fig. 5.14 e 5.16, si capisce che il

processo è più veloce nel sistema in cui sono presenti sia TiO2 che H2O2

(qui l’aumento iniziale del picco a 277 nm è meno evidente).

200 220 240 260 280 300 320 340 360 380 400

0,00

0,02

0,04

0,06

0,08

0,10

0,12

0,14

0,16

0,18

0,20

Assorb

anza

, nm

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

intervalli di tempo.

OP (17,5 μM)+ UV + H2O2


94

Figura 5.14 Cinetica di degradazione di OP + UV +

H2O2 a 277 nm.

200 220 240 260 280 300 320 340 360 380 400

0,00

0,02

0,04

0,06

0,08

0,10

0,12

0,14

0,16

0,18

0,20

Assorb

an

za

, nm

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

diversi intervalli di tempo.

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

-0,030

-0,025

-0,020

-0,015

-0,010

-0,005

0,000

0,005

0,010 277 nm

O

D (

27

7n

m)

Tempo, min

OP (17,5 μM)+ UV + H2O2 + TiO2


95

Figura 5.16 Cinetica di degradazione di OP + UV +

H2O2 + TiO2 a 277 nm.

5.2.3 CONFRONTO TRA TRATTAMENTO γ E UV

Sia le radiazioni γ sia quelle UV sono efficienti nell’ossidazione di OP,

anche se il trattamento in γ-cell porta ad un maggiore scolorimento dello

spettro, a parità di tempo di esposizione e di reagenti utilizzati. È ovvio che

l’efficienza di decomposizione dipende in larga misura dall’intensità di

produzione di OH nei due sistemi, che a sua volta rimanda all’intensità

dell’irradiamento UV o γ.

Quanto affermato quindi vale per le nostre condizioni sperimentali (vedi

Capitolo 4).

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

-0,030

-0,025

-0,020

-0,015

-0,010

-0,005

0,000

0,005 277 nm

O

D (

27

7n

m)

Tempo, min


96

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

200 220 240 260 280 300 320 340 360 380 400

0,00

0,02

0,04

0,06

0,08

0,10

0,12

0,14

0,16

0,18

0,20

Assorb

an

za

, nm

Fig. 5.17 Confronto tra il trattamento γ e UV

5.2.4 TRATTAMENTO CON ULTRASUONI

Nel bagno ad ultrasuoni è stato inserito un cristallizzatore di pyrex

contenente 50 mL di soluzione di octilfenolo.

La sonicazione è durata nel complesso 154 minuti, ma ogni 22 minuti è

stata interrotta per misurare gli spettri UV/VIS dei campioni.

Osservando sia gli spettri UV/VIS corrispondenti ai diversi tempi di

trattamento, Fig. 5.18, sia il grafico della cinetica di degradazione, Fig.

5.19, si nota un andamento non costante, soprattutto nelle prime fasi della

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

-0,030

-0,025

-0,020

-0,015

-0,010

-0,005

0,000

0,005 277 nm

O

D (

27

7n

m)

Tempo, min

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

-0,040

-0,035

-0,030

-0,025

-0,020

-0,015

-0,010

-0,005

0,000

0,005 277 nm

O

D (

27

7n

m)

Tempo, min

200 220 240 260 280 300 320 340 360 380 400

0,00

0,03

0,06

0,09

0,12

0,15

0,18

Asso

rba

nza

, nm


97

prova: il picco a 277 nm aumenta e diminuisce, ma è comunque evidente la

diminuzione di assorbimento considerando il punto 0 e il punto finale a 154

minuti.

Fig. 5.18 Spettri UV/VIS di octilfenolo + US a diversi intervalli di

tempo.

Figura 5.19 Cinetica di degradazione di OP + US

a 277 nm.

200 220 240 260 280 300 320 340 360 380 400

0,00

0,02

0,04

0,06

0,08

0,10

0,12

0,14

0,16

0,18

0,20A

ssorb

an

za

, nm

0 20 40 60 80 100 120 140 160

-0,008

-0,006

-0,004

-0,002

0,000

0,002 277 nm

O

D (

27

7n

m)

Tempo, min

OP (11,6 μΜ) + US


98

Sono stati effettuati tentativi di combinare gli ultrasuoni sia con TiO2 sia

con H2O2, ma non è stato possibile interpretare i risultati in modo razionale.

A tal proposito va detto che l’intensità degli ultrasuoni che si propagano

attraverso il liquido è fondamentale per la crescita delle bolle di gas

all’interno del liquido stesso, e quindi per la loro successiva implosione,

dalla quale si originano i radicali OH. La frequenza del bagno a ultrasuoni

utilizzato per queste prove probabilmente non era adeguata per una

efficiente e rapida formazione delle bolle destinate all’implosione.

Queste esperienze richiedono dunque maggiori approfondimenti e studi.

5.3 ANALISI CON REACTIR™

Un cristallizzatore con TiO2 depositato sulle pareti e contenente 50 mL di

soluzione di OP è stato posto all’interno del reattore fotochimico.

All’interno del cristallizzatore è stata posizionata anche la sonda

dell’analizzatore ReactIR 45m. La durata del trattamento è stata di 1 ora e

42 minuti.

I risultati ottenuti con questo tipo di analisi confermano quelli ottenuti nella

prova precedente di fotolisi in presenza di TiO2 (i presumibili prodotti della

degradazione sono il benzochinone, il catecolo, il resorcinolo e

l’idrochinone, che a loro volta vengono ulteriormente ossidati a composti

alifatici come l’acido formico e l’acido acetico).

Dalla Fig. 5.20 si può osservare che l’ampia banda del gruppo OH si è

spostata verso lunghezze d’onda maggiori (da 3300 cm-1

a 3600 cm-1

),

come conseguenza dell’apertura dell’anello aromatico e della formazione

di composti alifatici. Inoltre, si nota la creazione del picco appartenente al

gruppo carbonile intorno a 1640 cm-1

.


99

Fig.5.20 Confronto tra gli spettri IR di OP prima e dopo il trattamento.

Il grafico riportato in Fig. 5.21 rappresenta i profili di concentrazione dei

gruppi ossidrile e carbonile: la concentrazione del gruppo OH fenolico cala

durante il processo ossidativo (consumo del reagente), mentre quella del

gruppo carbonile aumenta (formazione del prodotto). Come si può notare

dal grafico, la scomparsa dell’OH fenolico è approssimativamente

completa dopo circa 60 minuti dall’inizio del trattamento.

OH

C=O Spettro alla fine del

trattamento

Spettro al tempo 0

D

i

C

o

m

p

r

e

g

i

o

n


100

Fig. 5.21 Profili di concentrazione dei gruppi OH e C=O.

Fig. 5.22 Spettro IR di OP risolto nel tempo

OH

C=O

3D VIEW

λ ~ 1640 cm-1

λ ~ 3000cm-1


101

5.4 ANALISI TOSSICOLOGICA

Un recipiente di polietilene contenente 250 mL di soluzione di octilfenolo è

stato posto in γ-cell per un trattamento continuo di 24 ore. La dose ceduta

alla soluzione al termine dell’irraggiamento è stata 10,16 kGy.

Nella Fig. 5.23 sono riportati i risultati dell’analisi ecotossicologica: sono

stati eseguiti tre studi, in quanto la soluzione di OP (12,8 μM) è stata diluita

due volte, 1:2 e 1:4. Il grafico mostra che le soluzioni di OP non trattate

sono tossiche per i batteri, in quanto l’emissione RLU è minore rispetto a

quella del gruppo di controllo (batteri senza la soluzione di OP), e le due

soluzioni diluite mostrano una emissione luminosa maggiore rispetto alla

soluzione madre, dimostrando che la diminuzione della concentrazione di

OP porta ad una diminuzione della tossicità.

Visti gli aumenti dell’emissione luminosa, per tutte e tre le soluzioni, il

trattamento in γ-cell per 24 ore porta alla formazione di prodotti che sono

meno tossici rispetto alle corrispondenti soluzioni non trattate. In

particolare, dalle diluizioni successive si può vedere che la tossicità viene

progressivamente ridotta fino ad essere annullata nel caso della soluzione

più diluita.


102

Fig. 5.23 Emissione luminosa delle soluzioni di OP prima e dopo il trattamento in

γ-cell

Legenda:

- Contr. = gruppo di controllo, batteri senza la soluzione di OP;

- OP NT 12 = octilfenolo non trattato in concentrazione pari a 12, 8 μM = 2,6 mg/L;

- OP NT 6 = octilfenolo non trattato, soluzione diluita 1:2;

- OP NT 3 = octilfenolo non trattato, soluzione diluita 1:4;

- OP T 12 = soluzione di octilfenolo non diluita irradiata;

- OP T 6 = soluzione di octilfenolo diluita 1:2 irradiata;

- OP T 3 = soluzione di octilfenolo diluita 1:4 irradiata.

CONCLUSIONI

103

Capitolo 6

CONCLUSIONI

I trattamenti di una soluzione acquosa di octilfenolo mediante le radiazioni

γ, le radiazioni UV e gli ultrasuoni, generano radicali idrossili che sono

capaci di demolire la molecola dell’octilfenolo. Sono state confrontate

diverse situazioni di trattamento, in assenza e in presenza sia di un

fotocatalizzatore, il biossido di titanio, sia di un agente ossidante, il

perossido di idrogeno. I risultati mostrano che TiO2 e H2O2 giocano un

ruolo determinante nella decomposizione, aumentandone notevolmente

l’efficienza.

È stato verificato che il TiO2 compie la sua attività catalitica non solo in

seguito all’assorbimento della luce UV, ma anche quando viene colpito

dalle radiazioni ionizzanti: l’energia dei raggi γ è tale da provocare nelle

particelle di TiO2 il salto dell’elettrone dalla banda di valenza a quella di

conduzione. Sarebbe interessante verificare anche il comportamento del

biossido di titanio esposto alla luce solare, che rappresenta la fonte di

energia più economica, e potrebbe essere sfruttata insieme al

fotocatalizzatore negli impianti di trattamento delle acque.

L’azione sinergica di TiO2 e di H2O2 permette di arrivare a una

degradazione di OP in modo più veloce ed efficiente.

Tra i tre diversi processi di ossidazione avanzata impiegati, le radiazioni γ

sono quelle che permettono di ottenere i risultati migliori in termini di

distruzione dell’anello fenolico para-sostituito, che si ipotizza essere

responsabile dell’attività estrogenica dell’octilfenolo. Questo è un buon

inizio per continuare a ottimizzare il processo degradativo che sfrutta le

radiazioni ionizzanti, in modo da potere arrivare allo sviluppo e all’impiego

di acceleratori di elettroni negli impianti di depurazione. Al momento, è

presente in tutto il mondo solo un impianto di trattamento delle acque che

vede l’impiego di tale tecnologia: l’impianto si trova a Daegu, in Corea, ed

CONCLUSIONI

104

è utilizzato da un’industria di coloranti tessili che recupera fino all’80 %

delle acque di lavaggio.

Per quanto riguarda il trattamento con le radiazioni UV, anch’esse

permettono di ottenere una buona degradazione dell’octilfenolo, quasi

paragonabile ai raggi γ, mentre gli studi con gli ultrasuoni necessitano di

maggiori approfondimenti.

I risultati raggiunti in questo lavoro di tesi incoraggiano a proseguire le

ricerche per tutti e tre i processi ossidativi, ma è importante dire che è

necessario eseguire l’analisi dei prodotti di degradazione: nel caso attuale si

è ipotizzata la formazione del 4-terz-octilcatecolo fra i primi intermedi. Poi

anch’esso sembra subire un’ossidazione, dando origine a composti alifatici

che presentano gruppi carbonilici e carbossilici. Il passo successivo

all’identificazione dei prodotti di degradazione è quello di valutarne

l’eventuale tossicità.

L’analisi ecotossicologica, dopo il trattamento per 24 ore con le radiazioni

γ dei campioni acquosi di octilfenolo, consente di concludere che la

tossicità delle soluzioni acquose viene notevolmente ridotta.

BIBLIOGRAFIA

105

Capitolo 7

BIBLIOGRAFIA

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RINGRAZIAMENTI

110

Capitolo 8

RINGRAZIAMENTI

I miei ringraziamenti vanno a tutte le persone che hanno dato il loro

contribuito e il loro appoggio per la realizzazione di questa tesi.

Ringrazio il Professore Enrico Gattavecchia che mi ha dato la possibilità di

svolgere questo lavoro in un ambito così stimolante della chimica.

Ringrazio il correlatore, il Dott. Salvatore Silvano Emmi dell’istituto ISOF

del CNR per avermi seguito e guidato con passione durante tutto il lavoro

di tesi. Ringrazio anche tutti collaboratori del gruppo di ricerca del Dott.

Emmi, gli ex e gli attuali, Serena, Sara, Biagio e Claudia, per avermi

aiutato e assistito nel lavoro.

Ringrazio la Dott.ssa Elida Nora Ferri del dipartimento di Scienza dei

Metalli, Elettrochimica e Tecniche Chimiche dell’Università di Bologna

per la sua preziosa collaborazione e la sua disponibilità.

Ringrazio Spinner che mi ha dato la possibilità di usufruire di una borsa di

ricerca per il periodo di svolgimento della tesi, in particolare le persone che

mi hanno seguito durante la scrittura del progetto, la Dott.ssa Stefania

Greco e il Dott. Ferdinando Di Maggio.

Ringrazio l’azienda Indesit, rappresentata dalla Dott.ssa Annalisa Ciarletta

e dal Dott. Leonardo Arteconi, per essere stata il partner aziendale

all’interno del progetto Spinner.

Ringrazio l’azienda Mettler Toledo, quindi il Dott. Fabio Visentin e la

Dott.ssa Noemi Petrucci, per aver fornito al CNR lo strumento per le

analisi IR risolte nel tempo, dandomi la possibilità di arricchire la mia tesi

con importanti dati sperimentali.

RINGRAZIAMENTI

111

Ringrazio tutti i ricercatori, le segretarie dell’amministrazione e i tecnici

dell’ISOF che ho conosciuto durante i 15 mesi di tesi, perché hanno reso

piacevole la mia avventura al CNR, in particolare Armida ed Elena, per i

loro consigli lavorativi e non, e Maurizio per la sua allegria.

Ringrazio con tutto il cuore le persone che hanno creduto in me in tutti i

miei anni di studio, e che mi hanno permesso di raggiungere questo

traguardo: ringrazio mio padre per avermi sempre incoraggiato nello studio

e perché continua a trasmettermi forza e determinazione, ringrazio mia

madre perché è la donna più forte che conosca e per avermi sempre

sostenuto, e ringrazio Silvia per essere una sorella unica. Ringrazio amici e

parenti, il nonno, le zie, gli zii, i cugini e le cugine. Un grazie anche a

Gaetano per il supporto tecnico.

Infine, ringrazio in modo speciale Giuliano perché con il suo amore infinito

mi è vicino in ogni momento.

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