ODSTRAŇOVÁÍ HERBICIDU ATRAZIU Z POVRCHOVÉ VODY HAA KRÝSOVÁ, JOSEF KRÝSA b, JAA HUBÁČKOVÁ c, JA TŘÍSKA d JAROMÍR JIRKOVSKÝ Ústv fyzikální chemie J. Heyrovského AV ČR, Dolejškov 3, 182 23 Prh 8, b Vysoká škol chemicko-technologická, Ústv norgnické technologie, Technická 5, 166 28 Prh 6, c Výzkumný ústv vodohospodářský T. G. Msryk, Podbbská 30, 160 62 Prh 6, d Ústv ekologie krjiny AV ČR, Brnišovská 31, 370 05 České Budějovice krysj@vscht.cz Došlo 7.7.03, přijto 5.2.04. Klíčová slov: trzin, kogulce, filtrce, fotoktlýz, TiO 2. Úvod Pesticidy předstvují znečištění, které se dostává do vodotečí nádrží především splchem z polí plodin trnsportem větrem při leteckém postřiku. Pesticidy mohou porušit biologickou rovnováhu v tocích tím, že toxicky působí n biocenózu, nepříznivě ovlivňují smočistící schopnost vody, její pch chuť při proniknutí do pitné vody ohrožují zdrví obyvtelstv. Atrzin ptří do skupiny 1,3,5-trizinů. Strukturní vzorec trzinu je znázorněn n obr. 5. Přítomnost herbicidu trzinu byl npř. zjištěn v mlé říčce ve státě Iow, USA 1. Koncentrce trzinu se pohybovl v rozmezí 0,2 0,7 µg.l 1 s výrzným sezónním nárůstem (2 9 µg.l 1 ). Protože n úseku dlouhém 12 km klesl jeho koncentrce přibližně o 20 %, podléhá mlá část trzinu smovolné degrdci, le převážná část je stbilní. V součsné době je v ČR dodáván více než polovině obyvtel zásobovných z veřejných vodovodů vod uprvená právě z povrchových zdrojů. Mnohé z nich mohou v různých koncentrcích obshovt i trzin 2. Jeho přítomnost byl prokázán ve Vltvě v Prze-Podolí 2, kde se koncentrce trzinu pohybovl v rozmezí 0,075 0,300 µg.l 1, přičemž hygienický limit pro trzin v pitné vodě je podle vyhlášky Ministerstv zdrvotnictví č. 378/2000 Sb. 0,100 µg.l 1. Rozpustnost trzinu ve vodě je nízká (1,61.10 4 M) nezávisí n ph (cit. 3 ). V litertuře je popsán řd způsobů odstrňování trzinu. Jednou z metod je dsorpce n grnulovném ktivním uhlí (GAU). Výhodou metody je její jednoduchost sndná plikce v úprvnách pitné vody. evýhodou je to, že trzin pouze přejde do jiné fáze k jeho destrukci nedojde. V poslední době bylo sledováno odstrňování trzinu dsorpcí n GAU vliv doby běžného provozu (5 20 měsíců) n účinnost odstrnění trzinu 4. měřené dsorpční izotermy ukzují, že sorbovný orgnický mteriál prudce snižuje dsorpční kpcitu GAU pro trzin, ztímco kinetik dsorpce se výrzně nemění. Mezi dlší metody ptří tzv. pokročilé oxidční procesy, jejichž podsttou je přídvek nebo tvorb vysoce rektivních částic, které jsou schopny oxidovt i velmi stbilní molekuly. V litertuře je popsán degrdce trzinu ultrzvukem 5, oxidce Fentonovým činidlem 6,7 (Fe 2+ + H 2 O 2, H 2 O 2 O 3 ), homogenní fotoktlýzou 8 (H 2 O 2, UV záření) fotoheterogenní ktlýzou 9 11 (polovodičový ktlyzátor TiO 2 + UV záření). K odstrňování dochází tké při kogulci během úprvy povrchových vod n vodu pitnou. Účelem vodárenské kogulce je vytvořit v surové vodě tkové podmínky, by se gregátně stbilní nečistoty, původně přítomné ve vodě, shlukly do větších celků, které pk lze z vody odstrnit sedimentcí filtrcí nebo flotcí filtrcí. Kogulcí se z vody odstrňují většinou jemně suspendovné koloidní složky. Při volbě vhodného kogulntu se vychází hlvně ze složení surové vody. Pro úprvu vod s mlou minerlizcí (z nádrží situovných v horních úsecích toků) jsou vhodné hlinité soli. Pro úprvu vod více ntropogenně zsžených, se používjí soli železité. Kldně nbité částice kogulují s částicemi nečistot koloidní povhy, které nesou záporný náboj vytvářejí tk seprovtelné vločkovité suspenze. Cílem této práce bylo ověření schopnosti klsického procesu úprvy vod kogulcí odstrňovt herbicid trzin dále ověření možnosti jeho následného odstrnění ze surové vody fotoktlytickou degrdcí nebo dsorpcí n GAU. Experimentální část Úprv surové vody Pro modelové zkoušky dvoustupňové úprvy vltvské vody byly použity tři kogulnty. Sírn železitý ve formě vodného roztoku (PIX-113), krystlický sírn hlinitý Al 2 (SO 4 ) 3. 18 H 2 O vodný roztok polyluminiumchloridu (PAC) (Al n (OH) m Cl 3n-m, 17 % Al 2 O 3, hustot 1,36 g.cm 3, dodvtel Prochemie, výrobce Kemwter). Do stnoveného objemu surové vltvské vody (profil VÚV TGM Prh Podbb) bylo přidáno určité množství zásobního roztoku trzinu. Zásobní roztok byl připrven rozpuštěním nváženého množství trzinu (Riedel de Hen) v destilovné vodě pro kždý experiment s kogulntem zvlášť. Kvůli mlé rozpustnosti trzinu ve vodě bylo nutné několikdenní míchání následné odstrnění nerozpuštěného podílu filtrcí. Koncentrce trzinu v zásobním roztoku pro různé kogulnty proto kolísl ( 15 25 mg.dm 3 ), tím se lišil jeho výsledná koncentrce v surové vodě (3,2 4,1 mg.dm 3 ). Zásobní roztok měl ph 6, což znmená, že rychlost hydrolýzy trzinu v zásobním roztoku byl znedbtelná. Koncentrce trzinu v obohcené surové vodě byl vyšší než by odpovídlo výskytu tohoto herbicidu v reálné 179
povrchové vodě. Bylo předpokládáno, že během dvoustupňové úprvy dojde k poklesu o 1 řád dále během fotodegrdce nebo filtrce přes GAU o dlší 2 řády. Aby bylo možno sledovt koncentrci trzinu v průběhu celého experimentu metodou HPLC (mez detekce 10 7 10 8 M), byl koncentrce trzinu zvolen 2.10 5 M (4 mg.dm 3 ). K tkto připrvené vodě bylo přidáno optimální množství kogulntu (stnoveno lbortorní kogulční zkouškou) dále byl n šestimístném lbortorním míchcím zřízení dvoustupňově uprven, tj. zkogulován sedimentován. Do kždé ze šesti dvoulitrových kádinek bylo vzorkováno 1,5 l vody. Vzorky byly nejprve míchány s vysokou rychlostí otáček (100 200 z min) dále míchány po dobu 20 min rychlostí 25 otáček z 1 min. Po 30 min sedimentce byly vzorky filtrovány přes plovákové filtrční elementy 12, nplněné pískem o zrnění 0,7 0,8 mm výšce vrstvy 7 cm, při filtrční rychlosti 5 m.h 1. Aby se ustvil rovnováh při komplexční rekci mezi trzinem přirozeným pozdím orgnických látek (OM), bylo mezi přidáním trzinu kogulntu vyčkáno cc 2 4 h. Uvedený postup byl opkován ž do vyčerpání zásoby surové vody obohcené trzinem tk, by bylo získáno 12 l vody dostčující pro třetí stupeň úprvy vody přes grnulovné ktivní uhlí (GAU) pro fotoktlytickou úprvu n TiO 2 ozřovném UV zářením. Adsorpce n GAU Třetí stupeň úprvy byl modelován filtrcí přes grnulovné ktivní uhlí. Pro pokusy s kogulntem Fe 3+ bylo použito grnulovné ktivní uhlí Chemviron crbon Typ TL 830, Ref.: Fe 20/28 B pro pokusy s kogulntem Al 3+ ještě pro srovnání ktivní uhlí Desorex, určené pro plovákové filtry. Zrněné ktivní uhlí bylo proplchováno destilovnou vodou, by se zvodnilo zároveň se snížilo ph. V práci 13 doporučují před použitím GAU v procesu úprvy vody jeho zvodnění výměnu vody o objemu min. 10, lépe 20 30 násobek jeho objemu podle druhu uhlí. U Desorexu se po čtyřdenním vyluhování nepodřilo podsttně snížit ph (pouze o desetiny). Při zvodňování po dobu 49 dní již ph výluhu pokleslo (viz tb. VI). Vzorek po dvoustupňové úprvě byl nplněn do 2 l kádinky bylo vloženo plovákové zřízení s filtrčním elementem nplněným GAU. Filtrce probíhl při rychlosti 5 m.h 1. Fotoktlytická degrdce Hlvní částí deskového vsádkového solárního rektoru (obr. 1) je obdélníková desk se dvěmi zásobníky n obou koncích, která je nkloněn pod úhlem 10. Je konstruován tk, by n ní bylo možno položit skleněnou desku o rozměrech 60 30 0,4 cm. Rovnoběžně nd skleněnou deskou byl upevněn ocelová desk s třemi UV zářivkmi (Osrm Eversun L40W/79K, délk 60 cm) s mximální zářivostí při 355 nm. Zářivky byly umístěny rovnoběžně se směrem toku kpliny s odstupy 12,5 cm v kolmé vzdálenosti 12 cm. skleněnou desku byl předem nnesen vrstv polovodivého oxidu titničitého (P25, Deguss, složení 80 % nts 20 % rutil). Skleněná desk byl nejdříve odmštěn máčen v 20% HO 3. Vodná suspense TiO 2 (10 g.dm 3, ph 3) byl nlit n desku nechán sedimentovt 3 4 h. Po této době byl desk vyjmut položen vertikálně tk, by steklo přebytečné množství suspense TiO 2. Vrstv TiO 2 byl potom sušen při pokojové teplotě. konec byl vrstv vypékán 3 hodiny při 300 ± 10 C. Anlytické metody Koncentrce zásobního roztoku trzinu v destilovné vodě byl stnoven UV-VIS spektrofotometrem 2001 fy Cecil (mximum bsorbnce při 224 nm). Ve filtrátu po kogulci byl stnovován hodnot ph, celkové lklity (KK 4,5 ), chemické spotřeby kyslíku (CHSK Mn ), bsorbnce při 254 nm (A 254 ) koncentrce u. v. zářivky skleněná desk s vrstvou TiO 2 rotmetr termostt odběr vzorků zásobník čerpdlo Obr. 1. Schém deskového vsádkového solárního fotorektoru s lminárním tokem roztoku; D je vzdálenost mezi zářivkmi TiO 2 vrstvou (12 cm), w je šířk desky s TiO 2 vrstvou (30 cm), L je délk desky s TiO 2 vrstvou (L = 60 cm) α je náklon desky (10 ) 180
zbytkového kogulntu. K stnovení fyzikálně-chemických hodnot byly použity metody uvedené v litertuře 14. Hodnot ph byl měřen n ph-metru znčky ph 03 Lbio, A 254 v 1 cm kyvetě n UV/VIS spektrometru Unicm 8700 Series. Koncentrce zbytkového kogulntu byl stnovován spektrofotomericky n témže přístroji při vlnové délce 500 nm (Fe 3+ ) 535 nm (Al 3+ ). Stnovení koncentrce trzinu v surové vodě dále po plikci jednotlivých technologických postupů bylo provedeno metodou HPLC s UV detektorem. Důvodem je snížení koncentrce trzinu po jednotlivých úprvách. Během fotodegrdce nvíc vznikjí meziprodukty, které bsorbují při stejné vlnové délce jko trzin. K identifikci nejvýznmějších primárních meziproduktů bylo použito metody GC- MS. Urč ení optimální dávky kogulntu pro kogulci Byl proveden zkrácený rozbor surové vody stnoveny hodnoty ph, KK 4,5, CHSK Mn, A 254 záklu. Odhd zákldní koncentrce kogulntu se obvykle provádí podle obshu hydrogenuhličitnových iontů v surové vodě podle vzorce 15 : D = 100m kde D je koncentrce kogulčního činidl v mg.l 1 m hodnot KK 4,5 v mmol.l 1 (u běžných přírodních vod jde o koncentrci iontů HCO 3 ) nebo podle míry orgnického znečištění D = 8CHSK Mn (2) kde CHSK Mn je hodnot chemické spotřeby kyslíku (mg.l 1 ) podle Kubelovy metody. Výsledky diskuse (1) Tbulk I Stnovení optimální koncentrce dávky kogulntu Fe 2 (SO 4 ) 3. 9 H 2 O (PIX 113) Fotoktlytická degrdce Fotoktlytické odstrnění toxických látek 16 spočívá v bsorpci fotonu o určité energii n povrchu polovodičo- Koncentrce Fe 3+ ph KK 4,5 [mmol.dm 3 ] Fe CHSK Mn A 254 nm 0,0 7,70 1,35 5,0 0,130 5,0 7,30 1,10 1,80 5,3 0,282 10,0 6,85 0,80 2,60 3,6 0,278 15,0 6,55 0,50 0,55 2,3 0,094 20,0 6,30 0,35 0,30 1,9 0,064 25,0 5,40 0,15 0,05 1,6 0,031 30,0 4,40 0,00 0,30 1,8 0,035 Tbulk II Stnovení optimální dávky kogulntu Al 2 (SO 4 ) 3.18 H 2 O Koncentrce Al 3+ ph KK 4,5 [mmol.dm 3 ] Al CHSK Mn A 254 nm 0,00 7,75 1,26 5,4 0,146 5,67 6,75 1,00 0,135 3,2 0,044 6,48 6,60 0,75 0,143 2,2 0,069 7,29 6,50 0,70 0,178 2,2 0,066 8,10 6,50 0,60 0,245 2,1 0,047 8,91 6,45 0,50 0,266 2,1 0,048 9,72 6,40 0,45 0,630 2,1 0,049 Tbulk III Stnovení optimální dávky kogulntu Al n (OH) m Cl 3n-m (Kemwter) Koncentrce Al 3+ ph Al CHSK Mn 0,0 7,40 6,3 5,7 6,85 0,04 2,4 6,5 6,80 0,01 2,2 7,3 6,70 0,00 2,2 Úprv surové vody zákldě zkráceného rozboru surové vody (1. ř. v tb. I ž III) byly podle rovnice (1) odhdnuty zákldní koncentrce kogulntů. 135 mg.l 1 Fe 2 (SO 4 ) 3. 9 H 2 O 120 mg.l 1 Al 2 (SO 4 ) 3. 18 H 2 O, což odpovídá koncentrci 26,9 mg.l 1 Fe 3+ 9,6 mg.l 1 Al 3+. Podle rovnice (2) mjí zákldní dávky kogulntů hodnoty 8,0 mg.l 1 Fe 3+ 3,5 mg.l 1 Al 3+. Dále byl proveden zkoušk s cílem určení optimální dávky kogulntu pro kogulci. Výsledky jsou pro jednotlivé kogulnty uvedeny v tb. I III. Jko optimální byl stnoven dávk 25 mg Fe 3+.l 1 (sírn železitý), 7,29 mg Al 3+.l 1 (sírn hlinitý) 5,7 mg Al 3+.l 1 (polyluminiumchlorid). Ze srovnání experimentálních hodnot odhdnutých optimálních hodnot získných n zákldě rovnic (1) (2) je vidět, že experimentální výsledky jsou v dobré shodě s odhdem podle rovnice (1). V tbulkách IV VI jsou uvedeny prmetry surové vody po dvoustupňové úprvě následné filtrci přes GAU. Je ptrné, že přidáním trzinu se prmetry surové vody nezmění, jen CHSK se mírně zvýší. Po kogulci klesne KK i CHSK přibližně o 50 %, koncentrce trzinu klesne pro kogulnt Fe 2 (SO 4 ) 3 o 13 %, u kogulntu Al 2 (SO 4 ) 3. 18 H 2 O o 11 % pro Al n (OH) m Cl 3n-m klesne koncentrce trzinu jen neptrně (o 2 %). Filtrce přes GAU probíhá dleko efektivněji při použití kogulntů obshujících Al 3+, kde koncentrce trzinu klesl n 8 % počáteční hodnoty, ztímco pro Fe 2 (SO 4 ) 3 koncentrce trzinu po filtrci přes GAU klesl n 35 % původní hodnoty. 181
Tbulk IV Prmetry uprvovné vody, kogulnt Fe 2 (SO 4 ) 3. 9 H 2 O, (PIX 113) Koncentrce Fe 3+ : Vod Vod + trzin Po dvoustupňové 25 mg.dm 3 úprvě filtrci přes GAU (Chemwiron) ph 7,70 7,60 4,70 6,65 KK 4,5, mmol.dm 3 1,35 1,30 0,15 0,35 CHSK Mn, mg O 2 dm 3 5,0 5,1 1,8 1,5 A (254 nm) 0,130 0,156 0,102 0,053 c 3+ Fe, mg.dm 3 0 0 0,25 0,075 c t, mg.dm 3 0,06 4,13 3,60 1,43 Proplch GAU 4 dny (ph ve výluhu Chemviron crbon 8,6, Desorex 10,3) Tbulk V Prmetry uprvovné vody, kogulnt Al 2 (SO 4 ) 3.18 H 2 O Koncentrce Al 3+ : Vod Vod + trzin Po dvoustupňové 7,29 mg.dm 3 úprvě filtrci přes GAU (Desorex) filtrci přes GAU (Chemwiron) ph 7,45 7,50 5,95 (6,2) 9,35 9,10 KK 4,5, mmol.dm 3 1,15 1,10 0,25 0,70 0,70 CHSK Mn, mg O 2 dm 3 5,6 7,2; 7,1 3,3 2,3 1,3 A (254 nm) 0,176 0,197 0,085 0,030 0,012 c t, mg.dm 3 0,06 3,21 2,87 0,58 0,26 Proplch GAU 4 dny (ph ve výluhu Chemviron crbon 8,6, Desorex 10,3) Tbulk VI Prmetry uprvovné vody, kogulnt Al n (OH) m Cl 3n-m (KEMWATER) Koncentrce Al 3+ : Vod Vod + trzin Po dvoustupňové 5,7 mg.dm 3 úprvě Po dvoustupňové úprvě filtrci přes GAU (Desorex) filtrci přes GAU (Chemwiron) ph 7,40 7,30 6,80 7,70 7,65 KK 4,5, mmol.dm 3 1,30 1,10 0,75 1,10 1,40 CHSK Mn, mg O 2 dm 3 5,6 5,6 2,2 1,6 0,9 A (254 nm) 0,153 0,176 0,081 0,026 0,070 c t, mg.dm 3 0,06 3,23 3,16 0,52 0,24 Proplch GAU 49 dní (ph ve výluhu (Chemviron crbon 8,0, Desorex 9,3) vého fotoktlyzátoru (npř. TiO 2 ), který je v kontktu s plynným nebo kplným rekčním médiem. Pokud je energie fotonu E vyšší než energetická šířk mezery mezi vlenčním vodivostním pásem (pro TiO 2 nts musí být vlnová délk dopdjícího záření nižší než 388 nm), elektron je excitován ve vlenčním pásu (VB) přeskočí do energeticky výše položeného vodivostního pásu (CB). Tím vznikne ve vlenčním pásu dír, která předstvuje volně pohyblivý náboj + SC h ν e + (3) CB h + VB 182
Díry, které vzniknou ozářením polovodivého oxidu, mjí extrémně vysoký oxidční potenciál (pro TiO 2 3,2 ev). Tyto díry mohou regovt n povrchu polovodiče s vodou z vzniku OH rdikálů. + h VB H 2 + + O = OH H Tyto rdikály mjí velice silné oxidční vlstnosti jsou schopné oxidovt i velmi stbilní orgnické látky. Hodnoty oxidčního potenciálu jsou od 1 do 3,5 V (proti stndrdní vodíkové elektrodě). Jko kceptor elektronů ve vodivostním pásu slouží rozpuštěný vzdušný kyslík. O 2 + e CB O 2 obr. 2 je znázorněn závislost koncentrce trzinu n době fotodegrdce pro kogulnt Fe 2 (SO 4 ) 3. Je vidět, že koncentrce klesá exponenciálně s dobou degrdce. Je možno předpokládt, že při konstntní intenzitě světl bude koncentrce OH rdikálů n povrchu ktlyzátoru konstntní. Fotoktlytický rozkld trzinu potom probíhá jko rekce pseudoprvního řádu rychlost úbytku trzinu lze vyjádřit rovnicí dct = k c ct = kexp c OH t (6) dt kde t je čs (s), c OH je koncentrce OH rdikálů (mol.dm 3 ), c t je koncentrce trzinu (mol.dm 3 ) k exp je experimentální rychlostní konstnt (s 1 ). Vliv intenzity UV záření n rychlost fotodegrdce trzinu je pro kogulnt Al 2 (SO 4 ) 3 znázorněn n obr. 3. Experimentální rychlostní konstnty jsou uvedeny v tb. VII. Rychlost fotodegrdce je pro všechny tři použité kogulnty blízká hodnoty k exp se pohybují v rozmezí 0,19 0,21.10 3 s 1. Zvýšení intenzity světl o 100 % vede ke zvýšení rychlostní konstnty pouze o 35 %. To ukzuje n to, že rychlost fotodegrdce nevzrůstá úměrně se vzrůstem intenzity světl. Důvodem je skutečnost, že s rostoucí intenzitou světl se zvyšuje podíl fotogenerovných děr elektronů, které rekombinují v objemu fotoktlyzátoru, tím se snižuje kvntový výtěžek. Tento jev byl již pozorován jinými utory 17,18, kteří uvádějí, že rychlost degrdce je přímo úměrná druhé odmocnině intenzity světl. Metodou GC-MS byly identifikovány některé primární meziprodukty degrdce trzinu (4-chlor-6- (ethylmino)-1,3,5-trizin-2-min, CEAT) (4-chlor-6- (isopropylmino)-1,3,5-trizin-2-min, CIAT) sledován průběh jejich koncentrcí během fotodegrdce trzinu (viz obr. 4). obr. 5 jsou potom nznčeny počáteční stupně fotoktlytické degrdce trzinu. Je ptrné, že koncentrce primárních meziproduktů vykzují mxim po 100 min ozřování, kdy koncentrce trzinu klesne n 25 % počáteční hodnoty. S dobou fotodegrdce se dále koncentrce CEAT CIAT snižuje, což ukzuje n to, že meziprodukty dále podléhjí fotoktlytické oxidci soutěží s trzinem o OH rdikál. + (4) (5) cc t,, mg.dm -3 t, min Obr. 2. Závislost koncentrce trzinu n době fotodegrdce; kogulnt Fe 2 (SO 4 ) 3, 7 zářivek, 5 l roztoku trzinu, průtok 280 l.h 1 Cc t,, mg.dm -3-3 t, min Obr. 3. Závislost koncentrce trzinu n době fotodegrdce, vliv intenzity UV záření; kogulnt Al 2 (SO 4 ) 3, 5 l roztoku trzinu, průtok 280 l.h -1. 3 zářivky, 7 zářivek Cc t, mg.dm -3-3 t, min Obr. 4. Závislost koncentrce meziproduktů fotodegrdce trzinu (4-chlor-6-(ethylmino)-1,3,5-trizin-2-min, CEAT 4-chlor-6-(isopropylmino)-1,3,5-trizin-2-min, CIAT) n době fotodegrdce; kogulnt Al 2 (SO 4 ) 3, 7 zářivek, 5 l roztoku trzinu, průtok 280 l.h -1, CEAT, CIAT 183
(H 3 C) 2 HCH Cl trzin Závěr Byl ověřen možnost odstrňování herbicidů, konkrétně trizinového herbicidu trzinu klsickým dvoustupňovým procesem úprvy vody (kogulce, filtrce). K surové vodě (vltvská vod, profil VÚV TGM Prh- Podbb) byl přidán trzin (koncentrce 4 mg.l 1 ). Byly testovány 3 typy kogulntů: sírn železitý, sírn hlinitý polyluminiumchlorid. Bylo zjištěno, že dvoustupňová úprv surové vody nestčí k odstrnění trzinu přítomného v množství 3 4 mg.l 1. Filtrce přes GAU je možno použít k částečnému odstrnění trzinu (n hodnotu 0,2 0,5 mg.l 1 ), problémem všk zůstává likvidce použitého GAU. Fotoktlytickou degrdcí byl snížen koncentrce trzinu o 2 řády (n hodnotu 0,05 mg.l 1 ) z 450 min, což předstvuje spotřebu energie 200 Wh.l 1. Ukzuje se, že fotoktlytickou degrdci je možno použít k odstrnění trzinu v surové vodě. evýhodou jsou všk vysoké nákldy n úprvu vody dále dlouhá dob zdržení v rektoru. Tto studie byl vyprcován z finnční podpory Ministerstv průmyslu obchodu České republiky (projekt č. FD-K3/086) finnční podpory Ministerstv školství, mládeže tělovýchovy České republiky (projekt č. 1M4531477201). LITERATURA HCH 2 CH 3 hν/tio2 (H 3 C) 2 HCH 1. Kolpln D. W., Klkhoff S. J.: Environ. Sci. Technol. 27, 134 (1993). 2. Kužílek V.: Vodní hospodářství 8, 247 (1997). 3. Wrd T. M., Weber J. B.: J. Agric. Food Chem. 16, 959 (1968). 4. Knppe D. R. U., Snoeyink V. L., Roche P., Prdos M. J., Bourbigot M. M.: J. Am. Wter Works Assoc. H 2 H 2 Cl Cl HCH 2 CH 3 CEAT CIAT Obr. 5. Počáteční stupně fotoktlytické degrdce trzinu; CEAT: 4-chlor-6-(ethylmino)-1,3,5-trizin-2-min, CIAT: 4-chlor-6-(isopropylmino)-1,3,5-trizin-2-min 91, 97 (1999). 5. Petrier Ch., Dvid B., Lguin S.: Chemosphere 32, 1709 (1996). 6. Arnold S. M., Hickey W. J., Hrris R. F.: Environ. Sci. Technol. 29, 2083 (1995). 7. élieu S., Kerhos L., Einhorn J.: Environ. Sci. Technol. 34, 430 (2000). 8. Chn G. Y. S., Hudson M. J., Iscs. S.: J. Phys. Org. Chem. 5, 600 (1992). 9. Murino V., Minero C., Pelizzeti E., Serpone.: Fine Prticles Science nd Technology, E. Pelizzeti (ed.), str. 707. Kluwer Acdemic Publishers (1996). 10. Minero C., Pelizzeti E., Mlto S., Blnco J.: Sol. Energy 56, 411 (1996). 11. Texier I., Ouzzni J., Delire J., Ginnoti Ch.: Tetrhedron 55, 3401 (1999). 12. Žáček L., Šorm J., Mštlíř L., Vněček.: Modifikovný způsob provádění lbortorních kogulčních zkoušek. VTEI č. 12, 470 (1981). 13. Hobby R., Dischhuser J., Gimbel R.: Proc. IV-th Conf. Wter Supply nd Wter Qulity, Krkow, 10 13 září 2000, str. 749. Krkow 2000. 14. Horáková M., Lischke P., Grünwld A.: Chemické fyzikální metody nlýzy vod. Str. 389. STL, ALFA, Prh 1986. 15. Žáček, L.: Chemické technologické procesy úprvy vody, OEL 2000 s.r.o. (1999). 16. Krýs J., Vodehnl L., Jirkovský J.: J. Appl. Electrochem. 29, 429 (1999). 17. Trills M., Perl J., Domenech X.: Appl. Ctl., B 3, 45 (1993). 18. Kormnn C., Bhnemnn D. W., Hoffmnn M. R.: Environ. Sci. Technol. 25, 494 (1991). H. Krýsová, J. Krýs b, J. Hubáčková c, J. Třísk d, nd J. Jirkovský (J. Heyrovský Institute of Physicl Chemistry, Acdemy of Sciences of the Czech Republic, Prgue, b Deprtment of Inorgnic Technology, Institute of Chemicl Technology, Prgue, c T. G. Msryk Wter Reserch Institute, Prgue, d Institute of Lndscpe Ecology, Acdemy of Sciences of the Czech Republic, České Budějovice): Removl of Pesticide Atrzine from Rw Wter Removl of trzine, trizine herbicide, from its model solutions in rw river wter (3 4 mg.l 1 ) ws investigted. First, cogultion nd filtrtion were pplied. As third step, dsorption on grnulted ctive crbon or photoctlytic degrdtion on TiO 2 were used. While the clssic two-step tretment prcticlly did not chnge the strting trzine concentrtion, the filtrtion through ctive crbon cused its decrese to 0.5 0.2 mg.l 1 nd the photoctlysis to 0.05 mg.l 1. However, prolonged tretment process nd incresed opertion costs re mjor drwbcks of the lst mentioned method. 184