Środowisko i przemysł Tom III redakcja Grzegorz Schroeder Piotr Grzesiak Śr o d o w isk o i pr z em ysł T o m III ISBN 978-83-62108-18-3 Środowisko i przemysł Tom III Redakcja Grzegorz Schroeder Piotr Grzesiak Cursiva 2012 Recenzent: Prof. dr hab. Tadeusz Ossowski Dr hab. Zbigniew Rozwadowski Wydanie I 2012 Cursiva http://www.cursiva.pl ISBN 978-83-62108-18-3 3 Spis treści Książka adresowa 7 Rozdział 1 11 WYDAJNOŚĆ ASYMILACJI AZOTU NA PRZYKŁADZIE WYBRANYCH GATUNKÓW ROŚLIN WODNYCH Andrzej Rybak, Beata Messyasz, Bogusława Łęska, Marta Pikosz, Joanna Fabrowska Rozdział 2 43 BADANIE SZYBKOŚCI REAKCJI UTLENIANIA SO2 NA KATALIZATORZE WYTWORZONYM ZE ZUŻYTYCH MAS WANADOWYCH W  ASPEKCIE ZMNIEJSZENIA ZANIECZYSZCZENIA ŚRODOWISKA ZWIĄZKAMI SIARKI Rafał Motała, Piotr Grzesiak, Marcin Grobela, Tadeusz Hłyń, Joanna Łukaszyk Rozdział 3 69 BADANIE PARAMETRÓW KINETYCZNYCH PROCESU UTLENIANIA SO2 NIEZBĘDNYCH DO OPTYMALIZACJI ROZKŁADU KATALIZATORA I ZMNIEJSZENIA EMISJI ZWIĄZKÓW SIARKI Rafał Motała, Marcin Grobela, Tadeusz Hłyń, Piotr Grzesiak, Joanna Łukaszyk 4 Rozdział 4 85 BADANIA WPŁYWU EKSTRAKCJI NA WYMYWANIE FORM ANIONOWYCH W  STAŁYM MATERIALE ROŚLINNYM I GLEBOWYM Rafał Motała, Joanna Łukaszyk, Marcin Grobela, Piotr Grzesiak Rozdział 5 101 WPŁYW FENOKSYKWASÓW SKOMPLEKSOWANYCH METALAMI CIĘŻKIMI NA BEZPIECZEŃSTWO ŻYWNOŚCI Marcin Grobela, Rafał Motała, Piotr Grzesiak, Joanna Łukaszyk Rozdział 6 111 OPTYMALIZACJA PROCESU TECHNIKĄ SPEŁNIAJĄCĄ WYMAGANIA DYREKTYWY UNIJNEJ IED W ZAKRESIE EMISJI ZWIĄZKÓW SIARKI I OCHRONY ŚRODOWISKA Piotr Grzesiak, Rafał Motała, Marcin Grobela, Tadeusz Hłyń Rozdział 7 145 BADANIE WPŁYWU PARAMETRÓW PROCESU WYTOPU MIEDZI NA WŁAŚCIWOŚCI KATALIZATORA I STAN ŚRODOWISKA Piotr Grzesiak, Marcin Grobela, Rafał Motała Rozdział 8 177 BADANIE MOŻLIWOŚCI WIĄZANIA METALI CIĘŻKICH ZA POMOCĄ WYBRANYCH NANOPREPARATÓW SILANOWYCH Piotr Grzesiak, Joanna Łukaszyk, Rafał Motała, Marcin Grobela, Grzegorz Schroeder, Wioletta Bendzińska-Berus 5 Rozdział 9 199 PROJEKTOWANIE ROZKŁADU KATALIZATORA W  APARACIE KONTAKTOWYM POD KĄTEM ZMNIEJSZENIA EMISJI SO2 Piotr Grzesiak, Andrzej Józefowicz Rozdział 10 213 WYKORZYSTANIE PŁYNÓW ODPADOWYCH METODY SOLVAY’A W PROCESIE PRECYPITACJI WĘGLANU WAPNIA Katarzyna Białowicz, Krzysztof Mazurek Rozdział 11 235 PROCESY HYDROMETALURGICZNE I  SEPARACYJNE W  TECHNOLOGII ODZYSKU SKŁADNIKÓW ZUŻYTEGO KATALIZATORA WANADOWEGO Krzysztof Mazurek, Katarzyna Białowicz Rozdział 12 253 MIKROSTRUKTURA I WŁAŚCIWOŚCI CHROMOWYCH WARSTW DYFUZYJNYCH I POWŁOK CHROMOWANYCH GALWANICZNIE, PRZED I PO MODYFIKOWANIU LASEROWYM Andrzej Młynarczak, Przemysław Borecki, Dariusz Bartkowski 7 Książka adresowa Dariusz Bartkowski Politechnika Poznańska Instytut Inżynierii Materiałowej ul. M. Skłodowskiej-Curie 5 60-965 Poznań Wioletta Bendzińska-Berus Uniwersytet im. Adama Mickiewicza w Poznaniu Wydział Chemii ul. Umultowska 89b 61-614 Poznań Katarzyna Białowicz Uniwersytet Mikołaja Kopernika Wydział Chemii ul. Gagarina 7 87-100 Toruń Przemysław Borecki Politechnika Poznańska Instytut Inżynierii Materiałowej ul. M. Skłodowskiej-Curie 5 60-965 Poznań 8 Joanna Fabrowska Uniwersytet im. Adama Mickiewicza w Poznaniu Wydział Chemii ul. Umultowska 89b 61-614 Poznań Marcin Grobela Instytut Ochrony Roślin – PIB Zakład Ekologii i Ochrony Środowiska ul. W. Węgorka 20 60-318 Poznań Piotr Grzesiak Instytut Ochrony Roślin – PIB Zakład Ekologii i Ochrony Środowiska ul. W. Węgorka 20 60-318 Poznań Tadeusz Hłyń Instytut Ochrony Roślin – PIB Zakład Ekologii i Ochrony Środowiska ul. W. Węgorka 20 60-318 Poznań Andrzej Józefowicz ZETO S.A. Poznań ul. Fredry 8a 60-101 Poznań Bogusława Łęska Uniwersytet im. Adama Mickiewicza w Poznaniu Wydział Chemii ul. Umultowska 89b 61-614 Poznań 9 Joanna Łukaszyk Instytut Ochrony Roślin – PIB Zakład Ekologii i Ochrony Środowiska ul. W. Węgorka 20 60-318 Poznań Krzysztof Mazurek Uniwersytet Mikołaja Kopernika Wydział Chemii ul. Gagarina 7 87-100 Toruń Beata Messyasz Uniwersytet im. Adama Mickiewicza w Poznaniu Wydział Biologii Instytut Biologii Środowiska Zakład Hydrobiologii ul. Umultowska 89 61-614 Poznań Andrzej Młynarczak Politechnika Poznańska Instytut Inżynierii Materiałowej ul. M. Skłodowskiej-Curie 5 60-965 Poznań Rafał Motała Instytut Ochrony Roślin – PIB Zakład Ekologii i Ochrony Środowiska ul. W. Węgorka 20 60-318 Poznań 10 Marta Pikosz Uniwersytet im. Adama Mickiewicza w Poznaniu Wydział Biologii Instytut Biologii Środowiska Zakład Hydrobiologii ul. Umultowska 89 61-614 Poznań Andrzej Rybak Uniwersytet im. Adama Mickiewicza w Poznaniu Wydział Biologii Instytut Biologii Środowiska Zakład Hydrobiologii ul. Umultowska 89 61-614 Poznań Grzegorz Schroeder Uniwersytet im. Adama Mickiewicza w Poznaniu Wydział Chemii ul. Umultowska 89b 61-614 Poznań 11 „Środowisko i przemysł. Tom III” red. G. Schroeder, P. Grzesiak 2012, Cursiva, ISBN 978-83-62108-18-3 Rozdział 1 WYDAJNOŚĆ ASYMILACJI AZOTU NA PRZYKŁADZIE WYBRANYCH GATUNKÓW ROŚLIN WODNYCH Andrzej Rybak1, Beata Messyasz1, Bogusława Łęska2, Marta Pikosz1, Joanna Fabrowska2 1Uniwersytet im. Adama Mickiewicza w Poznaniu, Wydział Biologii, Instytut Biologii Środowiska, Zakład Hydrobiologii, ul. Umultowska 89, 61-614 Poznań 2Uniwersytet im. Adama Mickiewicza w Poznaniu, Wydział Chemii, ul. Umultowska 89b, 61-614 Poznań _____________________________________________________ WSTĘP Organizmy autotroficzne żyjące w  ekosystemach wodnych, czerpią azot nieorganiczny z  azotanów, azotynów i  amoniaku. Związki te dostają się do zbiorników wodnych wraz ze spływem powierzchniowym, opadami oraz wodami gruntowymi. Wszystkie formy związków azotu ulegają licznym przemianom biochemicznym zachodzącym w  słupie wody. Mowa tu głównie o  amonifikacji, nitryfikacji oraz denitryfikacji częściowej i  całkowitej. Jako, że z  tymi przemianami wiąże się także zmiana stopnia utlenienia, zajście powyższych reakcji w głównej mierze zależy od stężenia tlenu w wodzie (Lampert i  Sommer 2001). Glony z  rodzaju błonica (Ulva) i  gałęzatka (Cladophora) większą część swojego cyklu życiowego spędzają blisko powierzchni wody, gdzie przeprowadzają fotosyntezę i  intensywnie się namnażają. Wiąże się również z  wysokim zapotrzebowaniem na biogeny oraz z  silną konkurencją o  inne zasoby (jak np. światło) z  innymi roślinami wodnymi. Obok węgla, wodoru i tlenu glony i rośliny wodne wymagają do wzrostu i swojego rozwoju dodatkowych elementów (między innymi N, P i  mikroelementy). Większość 12 Andrzej Rybak, Beata Messyasz, Bogusława Łęska, Marta Pikosz, Joanna Fabrowska z tych składników jest zwykle obecna w ekosystemie wodnym w odpowiednich ilościach w stosunku do potrzeb organizmów fotosyntetyzujących i nie należy od czynników limitujących wzrost. Jednak zawartości nieorganicznych form azotu i fosforu mogą być na tyle niskie, że powodują limitację wzrostu makroglonów w  wodach powierzchniowych. Asymilacja pierwiastków biogennych (N, P) z  wody zachodzi dzięki specjalnym, energo-zależnym i  powiązanych z  błoną komórkową systemom permeazy, których funkcją jest zapewnienie podwyższonego, wewnątrzkomórkowego stężenia tych jonów jako substratów do dalszych szlaków i procesów enzymatycznych (Gumiński 1990). Stężenie składników odżywczych w plechach glonów może być praktycznie wykorzystywanym wskaźnikiem użyźniania i  potencjału eutrofizacyjnego zbiorników wodnych. Reakcją makroglonów na wzbogacenie wody w składniki odżywcze w  środowisku, jaki i w pożywkach podczas badań laboratoryjnych jest ich tempo pobierania, wzrost stężenia w  komórce i  magazynowanie na przykład na poczet dalszego rozwoju (Fong i  in. 1998). Akumulacja mineralnych form azotu w  plechach zielenic może prowadzić do lokalnego zmniejszenia stężenia azotu w  wodzie co umożliwia poprawę jakości wód i skuteczniejszą kontrolę produkcji pierwotnej fitoplanktonu np. w zbiornikach wodnych wykorzystywanych gospodarczo i rekreacyjnie. Porównanie zdolności fizjologicznych makroglonów i  roślin wodnych do asymilacji i  kumulacji związków biogennych z wody pozwala także określić efektywność wykorzystania ich jako substratu pełniącego rolę biofiltru w zbiornikach wodnych. Z tego też względu badania składu jakościowego i ilościowego kumulowanych w plechach glonów i roślinach pierwiastków biogennych dotyczą populacji rozwijających się zarówno w warunkach naturalnych, jak i hodowlanych. Hodowle porównawcze określają optymalne warunki wzrostu danego organizmu oraz kumulacji przez nie pierwiastków biogennych i substancji mineralnych. Pozwala to na wskazanie poziomu minimalnego, od którego następują oczekiwane zmiany w  jakości wody. Dzięki temu stosowana metoda z  wykorzystaniem biofiltrów staje się skuteczna i bardziej efektywna. Celem pracy była ocena zróżnicowania asymilacji azotu przez gatunki reprezentujące różny poziom organizacji, od zielenicy nitkowatej i plechowatej, przez mszak wodny i paproć wodną do przedstawiciela roślin naczyniowych. Próbki glonów i roślin wodnych hodowano na dwóch pożywkach, zawierających źródło azotu: KNO3 i NH4Cl. Weryfikowano dwie założone hipotezy: (i) wraz ze wzrostem poziomu organizacji organizmu rośnie wydajność asymilacji azotu (ii) czas inkubacji w pożywkach glonów i roślin wodnych ma istotny wpływ na ilość azotu organicznego notowaną w ich plechach i tkankach. 13 Wydajność asymilacji azotu na przykładzie wybranych gatunków roślin wodnych OBIEKTY BADAŃ W  celu porównania wydajności asymilacji azotu pomiędzy organizmami roślinnymi żyjącymi w  środowisku wodnym zostało wybranych 5 gatunków reprezentujących różne grupy taksonomiczne (ryc. 1): Cladophora glomerata Kütz. (gałęzatka kłębiasta – glony nitkowate), Ulva flexuosa subsp. pilifera (Kütz.) M. J. Wynne 2005 (błonica oszczepowata – glony plechowate), Vesicularia dubyana Brotherus (mech jawajski – mchy ziemno-wodne), Salvinia natans Linnaeus (salwinia pływająca – paprocie wodne) oraz Lemna minor L. (rzęsa drobna – rośliny naczyniowe). Ryc. 1. Wybrane gatunki roślin wykorzystane w badaniach: A – Cladophora glomerata Kütz., B – Ulva flexuosa subsp. pilifera (Kütz.) M. J. Wynne, C – Vesicularia dubyana Brotherus, D – Salvinia natans L., E – Lemna minor L. (fot. A. Rybak, 2011). Cladophora glomerata jest zielenicą nitkowatą o  szerokim rozprzestrzenieniu geograficznym. Cechuje się plechami osiadłymi lub wolno unoszącymi się na powierzchni wody. Rozmnaża się za pomocą dwuwiciowych zoospor. Tworzy zróżnicowane formy morfologiczne zależne od warunków środowiskowych, zwłaszcza intensywności przepływu wody (Chudyba 1965, Gestinari i in. 2010). Cladophora glomerata występuje u brzegów rzek i jezior, gdzie rośnie najczęściej zanurzona i przytwierdzona do stałego podłoża jakim mogą być skały, kawałki drewna i inne rośliny. Tworzy gęsto rozgałęzione kłębki o rozmiarach do kilkunastu centymetrów długości. Jest związana z siedliskami zeutrofizowanymi, a w wodach szczególnie zanieczyszczonych fosforem tworzy 14 Andrzej Rybak, Beata Messyasz, Bogusława Łęska, Marta Pikosz, Joanna Fabrowska zakwity. Poniższa systematyka przedstawia przynależność gałęzatki kłębiastej z rodzaju Cladophora do poszczególnych rang taksonomicznych: KRÓLESTWO: Plantae Haekel 1866 GROMADA: Chlorophyta A. Pascher 1914 KLASA: Ulvophyceae Mattox K. R. i Stewart K. D. 1978 RZĄD: Cladophorales Haeckel 1894 RODZINA: Cladophoraceae Wille 1884 RODZAJ: Cladophora Kützing 1843 GATUNEK: Cladophora glomerata (Linnaeus) Kützing 1843 Ulva flexuosa subsp. pilifera jest jednoroczną zielenicą plechowatą, powszechnie występującą w wodach morskich. Jako gatunek euryhalinowy zdolna jest również do rozwoju w ekosystemach słonawych (estuaria) i słodkowodnych (jeziora, stawy i rzeki). Morskie populacje mają plechy do 1 m długie, za młodu są skąpo rozgałęzione lecz z  licznymi prolifikacjami. Gatunek ten przechodzi regularną izomorficzną przemianę pokoleń. Plechy populacji słodkowodnych osiągają długość od 15 do 41 cm i szerokość od 1 do 4,2 cm (Kowalski 1975, Sitkowska 1999, Rybak i Messyasz 2011). Plechy błonicy oszczepowatej mają formę pustych w środku rurek w zarysie taśmokształtnych. Gatunki z rodzaju Ulva mogą również służyć jako wskaźniki zanieczyszczenia wody oraz środowiska w  jakim się znajdują (Łęska i  in. 2010, Rybak i  in. 2012). Te makroskopowe glony mają również zastosowanie w przemyśle spożywczym (suplement diety), chemicznym, farmaceutycznym, kosmetycznym i włókienniczym, do produkcji różnego rodzaju ekstraktów, kremów, maści, past oraz emulsji (Jabłońska i  Czerpak 2008, Król i  in. 2010). Klasyfikacja taksonomiczna rodzaju Ulva według Hayden’a i in. (2003) przedstawia się w następujący sposób: KRÓLESTWO: Plantae Haekel 1866 GROMADA: Chlorophyta A. Pascher 1914 KLASA: Ulvophyceae Mattox K. R. i Stewart K. D. 1978 RZĄD: Ulvales Blackman i Tansley 1902 RODZINA: Ulvaceae (Lamouroux) Rabenhost 1868 RODZAJ: Ulva Link 1820 Emend. J. Agardh 1883 GATUNEK: Ulva flexuosa subsp. pilifera (Kützing) M.J.Wynne 2005 (= Enteromorpha pilifera Kützing, = Enteromorpha flexuosa subsp. pilifera (Kützing) Bliding 1963 15 Wydajność asymilacji azotu na przykładzie wybranych gatunków roślin wodnych Vesicularia dubyana jest mchem wodno-lądowym pochodzącym z  południowo-wschodniej Azji (Wielkie Wyspy Sundajskie i  Filipiny). Siedliskiem właściwym dla tego gatunku są wilgotne brzegi rzek. Mech jawajski nie posiada wysokich wymagań siedliskowych w stosunku do pH (6,0 – 8,0), temperatury (15-30oC), stężenia biogenów, naświetlania i  ilości CO2. Ze względu na łatwość hodowli i szybki przyrost biomasy, mech jawajski jest jednym z  najczęściej wykorzystywanych gatunków mchów w  akwarystyce słodkowodnej. Gatunek ten przyjmuje różne formy morfologiczne różniące się od siebie stopniem rozgałęzienia, długością łodyżek i gęstością ulistnienia. Łodygi często pokryte są czerwonymi chwytnikami. Wytwarza zarodniki również pod wodą. Mchem tym chętnie odżywiają się ryby roślinożerne, które również składają pomiędzy jego łodyżkami ikrę. Klasyfikacja taksonomiczna tego gatunku mchu kształtuje się następująco: KRÓLESTWO: Plantae Haekel 1866 GROMADA: Bryophyta KLASA: Bryopsida Rothm. RZĄD: Hypnales (M. Fleisch) W. R. Buck i Vitt RODZINA: Hypnaceae Schimp. RODZAJ: Vesicularia (Müll. Hal) Müll. Hal GATUNEK: Vesicularia dubyana Brotherus 1908 Salvinia natans jest niewielką jednoroczną paprocią wodną spotykaną na całym niżu Polski w  rozproszonych stanowiskach. Swobodnie unosi się na powierzchni wód stojących, głównie przy brzegach jezior, stawów, dołów potorfowych i  starorzeczy (Podbielkowski i Tomaszewicz 1979). Pojedynczy osobnik posiada w  okółku po 2 liście z  wierzchu pokryte szczecinkami co nadaje im cechy hydrofobowe; trzeci liść znajduje się pod wodą i  jest przekształcony w  silnie rozgałęziony pęczek korzeniowy. Salwinia pływająca posiada umiarkowane wymagania w  stosunku do biogenów, jej optimum temperaturowe mieści się w  przedziale 20-28oC, preferuje wody o  odczynie od kwaśnego do obojętnego. Paproć ta jest szczególnie wrażliwa na niedobory żelaza, na co reaguje silną chlorozą. Salwinia pływająca stosowana jest często w  biologicznych oczyszczalniach ścieków typu korzeniowego ze względu na bardzo szybki wzrost w żyznych i stagnujących wodach (Mohan 2006, Zimmels i in. 2009). W klasyfikacji taksonomicznej należy do rodziny Salviniaceae: KRÓLESTWO: Plantae Haekel 1866 GROMADA: Pteridophyta 16 Andrzej Rybak, Beata Messyasz, Bogusława Łęska, Marta Pikosz, Joanna Fabrowska KLASA: Pteridopsida RZĄD: Salviniales RODZINA: Salviniaceae RODZAJ: Salvinia GATUNEK: Salvinia natans (L.) All. Lemna minor jest rośliną o drobnej budowie (człony pędowe o  średnicy 2-3 mm), rosnącą w wodach stojących lub wolno płynących na całym świecie. Posiada od dwóch do trzech kolistych lub odwrotnie jajowatych członów pędowych z jednym korzeniem o długości do 5 cm. Rozmnaża się głównie przez podział, kwiaty pojawiają się rzadko. Roślina ta występuje głównie w wodach o wysokim stężeniu biogenów, pH od 5 do 9 (optimum 6,5 – 7,5) i temperaturze od 6 do 33oC (Leng i in. 1995). W odpowiednich warunkach dla rozwoju tworzy gęste „dywany” zarastające prawie całą powierzchnię zbiorników wodnych. Przed okresem zimowy formuje charakterystyczne wypustki (turions – ang.), które następnie opadają na dno, by na wiosnę wraz z ustąpieniem lodów powrócić na powierzchnię. Ze względu na dużą zawartość białka i  tłuszczy w członach pędowych, rzęsa drobna stanowi częste źródło pokarmu dla ryb roślinożernych i ptaków wodnych. W związku z szybkim przyrostem jej biomasy, która podwaja się co 1-3 dni (Krzemieniewski i  in. 2009) stosowana jest w przydomowych, roślinnych oczyszczalniach ścieków. Klasyfikacja taksonomiczna tego gatunku przedstawia się następująco: KRÓLESTWO: Plantae Haekel 1866 GROMADA: Angiospermae KLASA: Monocotyledons RZĄD: Arales RODZINA: Lemnaceae RODZAJ: Lemna GATUNEK: Lemna minor L. METODY BADAŃ Do przeprowadzenia badań ex situ wykorzystano plechy Ulva z  Zbiornika Maltańskiego w  Poznaniu i  Cladophora z  rzeki Nielba (Wągrowiec, Wielkopolska), a próbki pozostałych roślin wodnych (Salvinia, Vesicularia i  Lemna) pochodziły z  Ogrodu Botanicznego UAM w  Poznaniu. Obiekty doświadczalne wraz z  próbami wody zostały przetransportowane w  sterylizowanym, zaciemnionym pojemniku do laboratorium Zakładu Hydrobiologii (Wydział Biologii, UAM) w  celu uruchomienia hodowli. 17 Wydajność asymilacji azotu na przykładzie wybranych gatunków roślin wodnych Eksperyment został poprzedzony specjalnym przygotowaniem prób – proces aklimatyzacji. PROCES AKLIMATYZACJI Próby pobrano z określonych stanowisk w  ilości ok. 500 g świeżej masy roślin i 5 l wody, która została później wykorzystana w procesie aklimatyzacji (Gil i  in. 2005, Buapet i  in. 2008, ryc. 2). W  laboratorium glony pobrane ze środowiska przemyto dwukrotnie wodą z  siedliska (Buapet i  in. 2008, Naldi i  Wheeler 2002), która została wcześniej poddana sterylizacji w  autoklawie (30 min w  121oC) (Andersen 2005). Natomiast rośliny przekazane z  Ogrodu Botanicznego, zostały dwukrotnie przepłukane wodą destylowaną. Aklimatyzacja roślin wodnych trwała 24h (Lartigue i  Sherman 2005) i  była przeprowadzona w  szklanym naczyniu z  wodą ze stanowiska rozcieńczoną wodą destylowaną (stosunek 1:1), nie zawierającą biogenów (Tyler i in. 2005), przy natężeniu światła 250 µmol fotonów m-2 s-1 (Vandermeulen i Gordin 1990), w  temperaturze 21oC (Parker 1981). Odczyn roztworu aklimatyzacyjnego doprowadzono do poziomu 7,0 przy użyciu 0,1 M NaOH i 0,2 M HCl. Woda za pomocą systemu natleniania ACO-2208 Hailea (0,025 MPa, przepływ: 1500 l/h) została poddana stałej aeracji, w  celu zapewnienia równomiernego stężenia w naczyniu aklimatyzacyjnym (Mutiiuvelan i in. 1998, Naldi i Viaroli 2002). Aklimatyzację przeprowadzono w  celu zniwelowania początkowego stresu organizmów związanego z  transportem, zmianą warunków świetlnych i temperatury oraz dla osiągnięcia stabilizacji biogenów w tkankach i plechach (Lobban i Wynne 1981). Ryc. 2. Schemat 24 godzinnego procesu aklimatyzacji roślin w wodzie: C – Cladophora glomerata Kütz., U – Ulva flexuosa subsp. pilifera (Kütz.) M. J. Wynne, V – Vesicularia dubyana Brotherus, S – Salvinia natans L., L – Lemna minor L. PROCES HODOWLI Po aklimatyzacji najlepsze jakościowo osobniki (pozbawione uszkodzeń 18 Andrzej Rybak, Beata Messyasz, Bogusława Łęska, Marta Pikosz, Joanna Fabrowska mechanicznych, nekroz i  chloroz) zostały wybrane do przeprowadzenia właściwego eksperymentu (da Silva Copertino i in. 2009). Konstrukcja zestawu doświadczalnego została przygotowana według „multiple flask method” (Lobban i Wynne 1981, Pedersen i  in. 2010). Zestaw składał się z  5 rzędów (pierwszą próbkę wody pobrano w czasie T0, kolejne próbki były pobierane co 24 godziny przez 5 dni w układzie: T0 – 0h, T1 – 24h, T2 – 48h, T3 – 72h i T4 – 96h) po 5 szklanych zlewek (po jednej dla każdego gatunku) o objętości 500 ml. Zlewki zawierały 250 ml pożywki oraz po 5 g świeżej biomasy (ryc. 3). Wykonano dwie serie doświadczeń, w pierwszej rośliny wodne i glony hodowano w  pożywce azotanowej – KNO3, a  w  drugiej serii na amonowej – NH4Cl. Stężenia poszczególnych jonów w  obu wariantach pożywki wynosiły po 500 µM L KNO3 i 500 µM L NH4Cl. Stężenia te są optymalne dla rozwoju badanych roślin wodnych (Buapet i in. 2008, Naldi i Viaroli 2002, Naldi i Wheeler 2002, Fong i in. 2004). Sterylność hodowli zapewniono dzięki sterylizacji wszelkich naczyń oraz narzędzi, które miały kontakt z pożywką bądź plechami i roślinami. Powietrze pompowane do naczyń hodowlanych przepływało przez filtr mikrobiologiczny (średnica porów 0,45 µm). Warunki świetlne, temperatura, pH oraz ilość doprowadzanego powietrza były stałe podczas trwania eksperymentu, który został przeprowadzony w fitotronie firmy CONVIRON model CMP 6050 (ryc. 4), utrzymującym temperaturę 21oC, 50% wilgotność powietrza i natężenie światła na poziomie 250 µmol fotonów m-2 sek-1. 19 Wydajność asymilacji azotu na przykładzie wybranych gatunków roślin wodnych Ryc. 3. Schemat procesu hodowli roślin wodnych na pożywkach z KNO3 i NH4Cl: C – Cladophora glomerata Kütz., U – Ulva flexuosa subsp. pilifera (Kütz.) M. J. Wynne, V – Vesicularia dubyana Brotherus, S – Salvinia natans L., L – Lemna minor L. 20 Andrzej Rybak, Beata Messyasz, Bogusława Łęska, Marta Pikosz, Joanna Fabrowska Ryc. 4. Pomieszczenie hodowlane – fitotron firmy CONVIRON model CMP 6050 (fot. A. Rybak, 2011). OZNACZANIE AZOTU ORGANICZNEGO W celu określenia poziomu asymilacji azotu przez wybrane gatunki roślin próbki poddano kilkugodzinnemu suszeniu, aż do momentu ustabilizowania wagi. Następnie znaną suchą masę utarto na drobny pył w  moździerzu. Tak przygotowane próby poddano analizie elementarnej z określeniem udziału azotu organicznego w suchej masie. Badanie zostało wykonane na aparacie Elementar Analyser Vario EL III w  Pracowni Analizy Elementarnej w  Środowiskowym Laboratorium Unikalnej Aparatury Chemicznej Uniwersytetu im. Adama Mickiewicza w Poznaniu. WYNIKI Pomimo, iż do badań wybrano przedstawicieli należących do zielenic nitkowatych, zielenic plechowatych, mchów, paproci, jak i  roślin wyższych; zróżnicowanie asymilacji nieorganicznych form azotu pomiędzy różnymi gatunkami było niewielkie. Najniższe wartości azotu wykryto w  plechach 21 Wydajność asymilacji azotu na przykładzie wybranych gatunków roślin wodnych Ulva flexuosa subsp. pilifera (1,89% w  100 mg suchej masy), a  najwyższe w  komórkach mchu wodnego Vesicularia dubyana (4,90% w  100 mg suchej masy). Na podstawie średnich wartości wyznaczono szereg poboru azotu ze względu na jego źródło – dla azotanów przedstawiał się w następujący sposób (od największej do najmniejszej): V. dubyana > L. minor > S. natans > C. glomerata > Ulva flexuosa subsp. pilifera. Z kolei dla azotu amonowego szereg ten wyglądał następująco: V. dubyana > L. minor > C. glomerata > S. natans > Ulva flexuosa subsp. pilifera. Z zebranych danych wynika, iż rosnący stopień organizacji roślin nie jest związany ze wzrostem poziomu asymilowanego azotu. Poniżej przedstawiono układ asymilacji azotu przez badane gatunki roślin ze względu na czas ich inkubacji w pożywkach (Tabela 1). Po upływie 24 godzin (T1) nastąpiła zmiana w szeregu z chlorkiem amonu, a w próbie z azotanem (V) potasu przekształcenie w układzie obserwowano dopiero po 2 dobach (T2) i po tym czasie struktura V>L>S>C>U była stała. Tabela 1. Poszczególne szeregi asymilacyjne azotu po upływie 0h, 24h, 48h, 72h i 96h przez C – Cladophora glomerata Kütz., U – Ulva flexuosa subsp. pilifera (Kütz.) M. J. Wynne, V – Vesicularia dubyana Brotherus, S – Salvinia natans L., L – Lemna minor L. ŹRÓDŁO AZOTU czas KNO3 NH4Cl T0 – 0h V>L>C>S>U V>C>L>S>U T1 – 24h V>L>C>S>U V>L>C>S>U T2 – 48h V>L>S>C>U V>C>L>S>U T3 – 72h V>L>S>C>U V>L>C>S>U T4 – 96h V>L>S>C>U V>L>C>U>S Dla roślin wodnych takich jak: Vesicularia dubyana, Salvinia natans, Lemna minor i Ulva flexuosa subsp. pilifera hodowanych na pożywce azotanowej nie występuje liniowy wzrost asymilacji azotu w zależności od czasu inkubacji (ryc. 5). Obserwowano po upływie 24h, że Salvinia natans wykazuje niewielki wzrost N w  tkankach, a  Lemna minor po 48h. W  przypadku Cladophora glomerata zauważono spadek zawartości azotu wraz z  upływem czasu inkubacji. Najgwałtowniejszy spadek procentowej zawartości N organicznego, zanotowano podczas drugiej i trzeciej doby inkubacji. 22 Andrzej Rybak, Beata Messyasz, Bogusława Łęska, Marta Pikosz, Joanna Fabrowska Ryc. 5. Zawartości azotu organicznego w  badanych roślinach wodnych i  glonach hodowanych na pożywce z azotanem (V) potasu – KNO3 (śr.% Norg / 100 mg s.m.). W przypadku drugiej serii doświadczalnej prowadzonej na pożywce, której źródło N stanowił chlorek amonu również nie obserwowano wzrostu asymilacji azotu organicznego w zależności od czasu inkubacji roślin (ryc. 6). Niewielki wzrost udziału azotu organicznego w  suchej masie wykazuje Vesicularia dubyana. Z kolei po 24h zawartość Norg wzrasta z 1,89 do 2,44 śr.% N / 100 mg s.m w przypadku Ulva flexuosa subsp. pilifera. 23 Wydajność asymilacji azotu na przykładzie wybranych gatunków roślin wodnych Ryc. 6. Zawartości azotu organicznego w  badanych roślinach wodnych i  glonach hodowanych na pożywce z chlorkiem amonu – NH4Cl (śr.% Norg / 100 mg s.m.). Ze względu na brak wyraźnego zróżnicowania w wydajności asymilacji N między gatunkami, zestawiono wyniki analizy dla poszczególnych gatunków z uwzględnieniem różnego źródła azotu. Dla Cladophora glomerata po pierwszym dniu prowadzonego eksperymentu spadła wydajność przyswajania jonów NO3 -, a wzrosła NH4 + (ryc. 7). Mimo, iż na początku badań (0h) zdecydowanie większy udział azotu w suchej masie C. glomerata był na pożywce z  azotanami, to już po upływie 96h udział zmniejszył się ponad 1,5 razy. 24 Andrzej Rybak, Beata Messyasz, Bogusława Łęska, Marta Pikosz, Joanna Fabrowska Ryc. 7. Udział azotu organicznego w  biomasie Cladophora glomerata hodowanej na pożywce azotanowej i amonowej (śr.% Norg / 100 mg s.m.). Wyraźne powiązanie między źródłem azotu (KNO3 i NH4Cl), a upływem czasu (0-96h) można zauważyć w przypadku zielenic z rodzaju Ulva (ryc. 8). Od rozpoczęcia do zakończenia eksperymentu zaznaczyła się zmienna fluktuacja w  wydajności asymilacji azotanów i  azotu amonowego. W  pierwszym dniu obserwowano wzrost asymilacji NO3 -, który w następnych dobach stopniowo spadał (z  lekkim wzrostem w 3 dobie inkubacji) do poziomu 1,79 % N / 100 mg s.m. W drugiej serii doświadczalnej, w której źródłem N był chlorek amonu, w  pierwszej dobie inkubacji nastąpił spadek udziału NH4 + w  suchej masie zielenicy. Po upływie 48h zaobserwowano wzrost stężenia azotu amonowego w plesze, a po 72h spadek o 0,09 % N / 100 mg s.m. W piątej dobie inkubacji udział % N wyniósł 2,48 na 100 mg s.m plechy. 25 Wydajność asymilacji azotu na przykładzie wybranych gatunków roślin wodnych Ryc. 8. Udział azotu organicznego w biomasie Ulva flexuosa subsp. pilifera hodowanej na pożywce azotanowej i amonowej (śr.% Norg / 100 mg s.m.). W  celu porównania wyników badań przeprowadzonych w  warunkach laboratoryjnych na pożywkach z  KNO3 i  NH4Cl analizie elementarnej na zawartość procentową azotu organicznego poddano również próbki plech Ulva inkubowanych przez 5 dób w wodzie pobranej z siedliska (rzeka Nielba) – średnia zawartości azotu w  plesze wynosiła 2,29% N/100 mg s.m (ryc. 9). Procentowa zawartość azotu w plesze inkubowanej na wodzie z siedliska była wyższa niż jego zawartość w plechach hodowanych na obu typach pożywek. Różnice te nie są jednak duże i w przypadku zielenic hodowanych na pożywce amonowej zawartość N w  plesze, wyniosła 2,21%, a  w  przypadku pożywki azotanowej – 2,08%. 26 Andrzej Rybak, Beata Messyasz, Bogusława Łęska, Marta Pikosz, Joanna Fabrowska Ryc. 9. Udział azotu organicznego w biomasie Ulva flexuosa subsp. pilifera hodowanej na pożywce azotanowej i amonowej (śr.% Norg / 100 mg s.m.) oraz w wodzie z siedliska. W przypadku Vesicularia dubyana obserwowano najwyższe wartości azotu organicznego w  suchej masie w  piątej dobie inkubacji gdzie osiągnęła ona poziom 4,9% (ryc. 10). 27 Wydajność asymilacji azotu na przykładzie wybranych gatunków roślin wodnych Ryc. 10. Udział azotu organicznego w  biomasie Vesicularia dubyana hodowanej na pożywce azotanowej i amonowej (śr.% Norg / 100 mg s.m.). Salvinia natans (ryc. 11) i Lemna minor (ryc. 12) wydajniej przyswajają jony azotanowe jako źródło azotu niż amonowe. Różnica w udziale azotu w suchej masie Salvinia natans pomiędzy badanymi rodzajami pożywek na początku badań wynosi 0,56%, a po 96 godzinach wzrasta do 0,83%, a u Lemna minor po 24h różnica ta osiąga nawet 1,19%. 28 Andrzej Rybak, Beata Messyasz, Bogusława Łęska, Marta Pikosz, Joanna Fabrowska Ryc. 11. Udział azotu organicznego w biomasie Salvinia natans hodowanej na pożywce azotanowej i amonowej (śr.% Norg / 100 mg s.m.). Ryc. 12. Udział azotu organicznego w biomasie Lemna minor hodowanej na pożywce azotanowej i amonowej (śr.% Norg / 100 mg s.m.). 29 Wydajność asymilacji azotu na przykładzie wybranych gatunków roślin wodnych Na podstawie przedstawionych powyżej wyników zawartości azotu w  badanych gatunkach glonów i  roślin stwierdzono, że rośliny wodne wydajniej asymilują azot niż makroglony. Dla Lemna minor i Salvinia natans wydajniejszym źródłem azotu jest azotan (V) potasu. Natomiast dla Vesicularia dubyana i pozostałych zielenic (Cladophora glomerata i Ulva flexuosa subsp. pilifera) obserwowano efektywniejszą asymilacje azotu z pożywek chlorkowo amonowych. DYSKUSJA Dotychczasowe badania nad glonami i  roślinami wodnymi skupiały się głównie na ich zastosowaniu jako biosorbentów wykazujących zdolność do adsorbowania z  otoczenia jonów metali ciężkich (Wang i  Chen 2009) i pierwiastków radioaktywnych (Zalewska 2012). Znanym faktem jest, że formy planktonowe glonów przyczyniają się także do oczyszczania zbiorników wodnych z pierwiastków biogennych takich jak azot czy fosfor, które stanowią podstawę do budowy związków organicznych wszystkich istot żywych. Azot występuje w większych ilościach w organizmach żywych aniżeli fosfor i wchodzi w skład m.in.: białek, zasad azotowych i chlorofilu. Fosfor natomiast jest składnikiem m.in.: kwasów nukleinowych, organicznych nośników energii swobodnej (ATP, GTP) i fosfolipidów. Pomimo bardzo ważnej roli jaką azot i fosfor pełnią w  organizmach żywych, pierwiastki te w  środowiskach wodnych stanowią główny czynnik powodujący eutrofizację wód. Korzystnym rozwiązaniem tego problemu wydaje się być wykorzystanie glonów i roślin wodnych jako filtrów biologicznych, które poprzez intensywne pochłanianie biogenów zapobiegałyby wzrostowi trofii. Istnieją publikacje mówiące o  potencjalnym zastosowaniu organizmów wodnych w roli biofiltrów do oczyszczania ścieków z pierwiastków biogennych (Brix i Schierup 1989, Priya i in. 2012). Glony, podobnie jak rośliny wyższe wykazują zdolność do asymilacji azotu, głównie z  dwóch związków nieorganicznych tj. azotanów i  soli amonowych (np. KNO3, NaNO3, (NH4)2SO4 i NH4Cl). W  literaturze wskazuje się na dużą zmienność optymalnej formy azotu w  zależności od gatunku i  jego fazy rozwojowej. Brown (1982) sugeruje, iż w  wodach o  odczynie obojętnym i  zasadowym azot z  azotanów jest bardziej dostępny dla roślin, natomiast w  wodach kwaśnych azot amonowy. Sole amonowe są najlepszym źródłem azotu dla większości roślin wodnych (Feng i in. 2007), nie mniej jednak różnią się one między sobą tolerancją na toksyczność jonu NH4 + (Tylova i in. 2008). Stężenia składników odżywczych powyżej l µmol 1-1 PO4 -3 i 10 µmol l-1 NH4 + nie działają limitująco na wzrost fotosyntetyzujących organizmów w  środowisku wodnym, natomiast bardzo małe stężenie tych pierwiastków w wodzie może, ale 30 Andrzej Rybak, Beata Messyasz, Bogusława Łęska, Marta Pikosz, Joanna Fabrowska nie musi oddziaływać ograniczająco na rozwój roślin (Marshall-Darley 1982). Wpływ ten zależy od współwystępowania innych czynników hamujących rozwój organizmów. Ponadto rozwój rwielu gatunków roślin wodnych może być również limitowany przy różnych stężeniach tych samych składników odżywczych. Większość badań nad procesem biofiltracji dotyczy asymilacji przez glony i  rośliny wodne zarówno azotu jak i  fosforu oraz porównania w wydajności usuwania tych biogenów. Rośliny wodne i makroglony w procesie asymilacji pobierają sole azotanowe i amonowe z otaczającej je wody potrzebne do biosyntezy niezbędnych związków azotu – głównie aminokwasów (Copertino i in. 2009, ryc. 13). Ryc. 13. Schemat mechanizmu poboru azotu nieorganicznego przez makroglony (zmieniony za South i Whittick 1987, Yuta 2005, Kennison i in. 2011). Amoniak uwalniany z związków organicznych lub powstający przez redukcję azotanów i azotynów, a także przez wiązanie wolnego azotu wbudowywany jest pierwotnie w  kwas glutaminowy, glutaminę lub alaninę, powodując przyrost suchej masy glonów (Gumiński 1990). Droga asymilacji azotu przez rośliny polega na redukcji jonów azotanowych w  komórce. W  procesie włączania azotu nieorganicznego do związków organicznych kluczową rolę odgrywa kilka enzymów – reduktaza azotanowa (redukuje NO3 - do NO2 -), reduktaza azotynowa (katalizuje NO2 - do NH4 +), a  synteza aminokwasów zachodzi przy udziale syntetazy glutaminowej i syntetazy glutaminianowej (Buczek i Marciniak 1990, Bielawski 1994). Ze względu na obecność enzymów fotozależnych na przebieg i  tempo procesu ma wpływ światło i  temperatura (Salisbury i  Ross 1998). 31 Wydajność asymilacji azotu na przykładzie wybranych gatunków roślin wodnych Aktywność reduktazy azotanowej, enzymu redukującego NO3 - do NO2 -, jest bardzo niska lub wręcz niewykrywalna w komórkach rosnących na pożywkach z NH4 +. Zwiększa się ona jednak jeśli hodowla prowadzona jest na pożywkach zawierających NO3 - jako jedyne źródło azotu. Dlatego aktywność tego enzymu często jest stosowana jako wskaźnik wykorzystania azotanów przez naturalne zbiorowiska makroglonów (Marshall-Darley 1982). Nawiązując do badań Alghamdi (2003) to u  Taxiphylum barbieri (mech) w  obecności NH4 + jony NO3 - nie są wykorzystywane ponieważ działają one jako inhibitory reduktazy azotanowej. Już od wielu lat rola światła w  procesie redukcji azotanowej była przedmiotem licznych badań. Według Brault i Quéquiner (1989) pobór azotanów nie jest zależny od fazy jasnej i ciemnej, ale tempo tego procesu zmniejsza się po pierwszym dniu od rozpoczęcia eksperymentu. Zjawisko to należy tłumaczyć przez początkowe wypełnienie zapotrzebowania komórki na azotany, a po nim następuje faza zmniejszonego wchłaniania tej formy azotu poprzez kontrolę kinetycznej reakcji metabolicznej. Natomiast mech Fontinalis antipyretica w ciemności nie może pobierać jonów azotanowych (Schwoerbel i Tillmanns 1974). Gatunki z rodzaju Ulva (w tym Enteromorpha) w ekosystemach wodnych szybko pobierają biogeny i  wygrywają w  konkurencji z  roślinami wyższymi (Kautsky 1982). Zwłaszcza gatunki o  plechach blaszkokształtnych (np. Ulva lactuca L. – sałata morska) pobierają więcej światła i  związków biogennych (Hein i in. 1995). W przypadku makroglonów zaobserwowano, że pod wpływem rosnących stężeń azotu amonowego wzrastała biomasa zielenicy Ulva gigantea (Brault i Quéquiner 1989). Zakres stężenia N w plechach Ulva flexuosa subsp. pilifera w trakcie prowadzonych badań na pożywce z KNO3 wynosił 1,79-2,29% s.m. Z kolei w plechach inkubowanych na pożywce NH4Cl stężenie N wahało się w zakresie od 1,89 do 2,48% s.m. Poziom ten był bardzo podobny do wyników analiz laboratoryjnych dla Enteromorpha sp. z wybrzeża południowej Kalifornii (USA), gdzie wartość azotu organicznego w plesze mieściła się w przedziale od 0,7 do 3,5% s.m. (Fong i in. 1994). Copertino i in. (2009) prowadzili badania nad Ulva clathrata, która wykazała wysoką wydajność biofiltracji w stosunku do azotu w  formie amonowej, przyczyniając się równocześnie do spadku biomasy fitoplanktonu w  wodzie. Jednocześnie zanotowano niską wydajność procesu biofiltracji i mniejszą szybkość reakcji usuwania fosforanów. Podobną zależność uzyskano w  badaniach nad gatunkami Ulva reticulata i  Ulva lactuca. Pochłanianie biogenów (w  formie NH4 + i PO4 3-) przebiegało zgodnie z kinetyką Michaelisa-Menten, co sugeruje, że szybkość usuwania pierwiastków biogennych jest zależna od ich stężenia w wodzie, ale rośnie tylko do pewnego 32 Andrzej Rybak, Beata Messyasz, Bogusława Łęska, Marta Pikosz, Joanna Fabrowska poziomu stężenia biogenów i biomasy. Wydajność pochłaniania azotu w formie NH4 + z zanieczyszczonej wody przez Ulva reticulata i Ulva lactuca wynosiła odpowiednio 95,8% i 93,5%. Dla porównania wydajność pochłaniania fosforu w formie PO4 3- dla obu gatunków posiadała wartości: 78,6% i 78,3% (Taboada 2009). Z tego powodu badania nad kumulowaniem fosforu przez makroglony są rzadziej prowadzone (Martínez-Aragón i in. 2002) w porównaniu z badaniami nad pochłanianiem azotu. W  wielu przypadkach potwierdzono jednak właściwości fosforu jako pierwiastka limitującego wzrost i rozwój organizmów wodnych (Freeman 1986, Planas i in. 1996). W  badaniach nad wpływem azotu i  fosforu na wzrost i  rozwój zielenicy makroskopowej Cladophora glomerata okazało się, że czynności życiowe tej rośliny były limitowane przez niską dostępność fosforu w  wodzie, podczas gdy azot nie wykazywał takiego wpływu (Freeman 1986). Pomimo, że glony szybciej i  w  większych ilościach pochłaniają azot, nie bez znaczenia jest także rola fosforu, którego niedobór może powodować niekorzystne zmiany fizjologiczne w organizmie. Według Gerloffa i Fitzgeralda (1976) udział azotu w  komórkach Cladophora glomerata z Wielkich Jezior wyniósł między 0,83 a  4,89%, gdzie jednocześnie stwierdzono wzrost poboru jonów amonowych w ciemności. Z kolei wykonane badania nie wykazały tak wysokich wartości dla udziału azotu w suchej masie C. glomerata – bowiem maksymalnie wynosił on 3,87% N / 100g s.m. W  badaniach laboratoryjnych stwierdzono, że forma pobieranego azotu nieorganicznego ma wpływ na wzrost i morfologię Salvinia natans. Najwyższe tempo wzrostu tego gatunku stwierdzono na pożywce z  NH4 +, najniższe natomiast z  NO3 - a  pośredni współczynnik wzrostu uzyskano w  pożywce mieszanej. Określono przy tym, iż tempo poboru jonów NH4 + z pożywki przez ten gatunek było do 14 razy wyższe niż jonów NO3 -.W pożywce zawierającej jedynie formę NO3 - zaobserwowano wolniejszy wzrost rośliny, pojawienie się krótszych korzeni oraz mniejszych liści z  obniżoną zawartością chlorofilu. W  przypadku zastosowania w  pożywce tylko azotu amonowego i  mieszanki obu form N nie zaobserwowano takich symptomów (Jampeetong i Brix 2009b). W testach nad wpływem różnych form azotu na wzrost Ulva lactuca uzyskano podobne wyniki. Azot amonowy okazał się być najbardziej preferowaną formą, gdyż najkorzystniej wpływał na szybki przyrost biomasy plech tego gatunku (Ale 2011). Wyniki z  przeprowadzonego przez nas eksperymentu zaprzeczają tym danym, ponieważ u Salvinia natans stwierdzono o 1,2% azotu więcej w suchej masie na pożywce wzbogaconej o azotany aniżeli jony amonowe. Również rzęsa drobna toleruje bardzo wysokie stężenia azotu amonowego w wodzie (Korner i  in. 2001), w przeciwieństwie do gatunków roślin, które już przy niewielkim 33 Wydajność asymilacji azotu na przykładzie wybranych gatunków roślin wodnych stężeniu (0,1 – 0,5 mM NH4 +) wykazują ostrą chlorozę liści (Britto i Kronzucker 2002). Z analizy wynika, że dla Lemna minor wydajniejszym źródłem azotu, przy takich samych stężeniach NO3 - i  NH4 + jest azotan (V) potasu. Wśród makroglonów, występują również gatunki, takie jak np. krasnorosty należące do rodzaju Nemalion, które dla rozwoju wykorzystują przede wszystkim azotany (Fries 1963). Mchy w zależności od gatunku i warunków siedliskowych jako źródło azotu mogą wykorzystywać zarówno NO3 -, jak i  NH4 +, ale tak jak większość roślin najczęściej wykorzystują formę amonową (Schuurkesi i  in. 1986). Rośliny preferując jony amonowe prawdopodobnie pobierając tę formę azotu oszczędzają energię, ponieważ jony NO3 - przed włączeniem do aminokwasów ulegają najpierw energochłonnej redukcji w  komórkach do NH4 + (Gumiński 1990, Teichberg i  in. 2007, ryc. 13). W ten sposób można wyjaśnić, dlaczego wśród gatunków reprezentujących różny poziom organizacji – makroglony i  przedstawiciel mszaków preferują azot amonowy, a  rośliny naczyniowe wydajniej pobierają azotany. Różnica ta wynika najprawdopodobniej z faktu, że azot w formie amonowej jest zredukowany, może więc być łatwiej asymilowany i wykorzystany przez glony do produkcji aminokwasów i białek, co z kolei jest widoczne we wzroście komórek i plechy. Z kolei azot w formie azotanowej musi zostać najpierw zredukowany do azotynu, a następnie do amoniaku, który jest najefektywniej wykorzystywany przez rośliny (Ale 2011). Szybsze pochłanianie azotu amonowego przez rośliny jest również uwarunkowane mniejszą ilością energii potrzebnej do konwersji jonów NH4 + do aminokwasów i protein (Panigatti i Maine 2002). Ogólna zasada mówi, iż różne gatunki różnią się intensywnością asymilacji NO3 - i NH4 +. Natomiast z powyższych badań wynika, iż asymilacja nieorganicznych form azotu w niewielkim stopniu zależała od gatunku rośliny a uwzględniając mały zakres różnic między nimi układała się w następującej kolejności (i) dla jonów amonowych: V. dubyana > L. minor > C. glomerata > S. natans > U. flexuosa subsp. pilifera, a (ii) dla azotanów: V. dubyana > L. minor > S. natans > C. glomerata > U. flexuosa subsp. pilifera. W procesie asymilacji azotyny wykorzystywane są w niewielkim stopniu przez glony i  to jedynie przy bardzo niskich stężeniach, przy większych stają się one nawet toksyczne dla organizmów (Marshall-Darley 1982). Zarówno glony, jak i  sinice mogą czerpać azot ze związków organicznych, takich jak: mocznik, glutamina, asparagina, kwas moczowy, ksantyna i guanina. Jednakże pobór mocznika może być uniemożliwiony poprzez obecność nieorganicznych form azotu. Powyższe zjawisko obserwowano u zielenicy Ulva gigantea (Brault i Quéquiner 1989). W odpowiedzi na globalny kryzys wodny poszukiwane są coraz nowsze, 34 Andrzej Rybak, Beata Messyasz, Bogusława Łęska, Marta Pikosz, Joanna Fabrowska bardziej wydajne systemy oczyszczania wód powierzchniowych i ścieków. Istnieje wiele gatunków makroglonów i roślin wodnych, które potencjalnie mogą zostać wykorzystane jako biologiczne filtry do usuwania pierwiastków biogennych z wód. Podjęto już próby zastosowania zielenicy Ulva do pochłaniania nadmiaru azotu ze stawów w hodowli ryb (Yokoyama i  Ishihi 2010), czy też krewetek (Habaki i in. 2011). Tego typu rozwiązanie pozwala na optymalizację warunków hodowli i  zapobiega niekorzystnemu zjawisku eutrofizacji oraz ewentualnej przyduchy ryb. Inny gatunek zielenic Cladophora glomerata również sprawdził się w procesie kumulowania azotu i fosforu z zanieczyszczonych wód. W trakcie eksperymentu zanotowano redukcję zawartości N w wodzie o 32%, a P o 62% (Gumbricht 1993). Niektóre gatunki roślin wodnych także posiadają zdolność do pochłaniania pierwiastków biogennych. Jako przykład można podać gatunek Lemna minor, który ze względu na kumulowanie biogenów w formach NH4 +, NO3 -, NO2 -, PO4 3- może być wykorzystany w  biomonitoringu ścieków komunalnych, rolniczych, czy też przemysłowych (Radic i  in. 2011). Ponadto L. minor obniża wskaźnik BZT (biologiczne zapotrzebowanie tlenu) w wodach o ok. 95% (Priya i  in. 2012). Fakt ten świadczy o zdolności tego gatunku do usuwania zanieczyszczeń organicznych z wód. Kolejnym potencjalnym filtrem biologicznym jest roślina Salvinia natans. Badania na tej paproci wodnej pokazały, że jest ona odporna na wysokie stężenia azotu w formie amonowej (Jampeetong i Brix 2009 a,b). Wiele gatunków z rodzaju Salvinia było badanych pod kątem ich wykorzystania w  podczyszczaniu ścieków. Przykładowo, Salvinia minima okazała się być efektywna w usuwaniu NH4 + w beztlenowych oczyszczalniach ścieków powstających przy produkcji kawy (Olguin i in. 2003), a Salvinia molesta – w  redukcji azotu całkowitego w ściekach pochodzących z hodowli ryb (Henry-Silva i Camargo 2006). Zastosowanie glonów i  roślin wodnych w  roli filtrów biologicznych wydaje się być korzystną alternatywą dla tradycyjnych metod oczyszczania wód i  ścieków z  pierwiastków biogennych. Organizmy te wykazują przede wszystkim wysoką wydajność procesu biofiltracji, prawdopodobnie ze względu na wysoki stosunek powierzchni do objętości biomasy (Littler i Littler 1980). Dodatkowo np. rodzaj Ulva prezentuje dużą efektywność procesu fotosyntezy i pobierania substancji odżywczych połączonych z szybkim wzrostem biomasy (Cohen i  Neori 1991, Jiménez del Río i  in. 1994). Efektywność usuwania pierwiastków biogennych z wód zależy zarówno od gatunku makroglona i roślin wodnych, rodzaju biogenów, jak i właściwości fizycznych i chemicznych wody (m.in. temperatury, zasolenia) (Reddy 1983, Gersberg i in. 1986). Udowodniono również, że w  porównaniu do tradycyjnych sposobów oczyszczania wód, metody bazujące na biofiltrach są bardziej ekonomiczne (Khan i Ahmad 1992, 35 Wydajność asymilacji azotu na przykładzie wybranych gatunków roślin wodnych Reid 1976, Schroeder 1975). Wszystkie wyżej wymienione cechy glonów i  roślin wodnych (skuteczność w  pochłanianiu biogenów, szybki przyrost biomasy, relatywnie niskie koszty produkcji) sprawiają, że organizmy te mają wysoki potencjał w  zakresie procesu biofiltracji i  mogą być z  powodzeniem wykorzystywane jako efektywne i funkcjonalne filtry biologiczne. WNIOSKI 1. Do badań wybrano przedstawicieli pięciu różnych grup należących do: • zielenic nitkowatych – Cladophora glomerata • zielenic plechowatych – Ulva flexuosa subsp. pilifera • mchów – Vesicularia dubyana • paproci – Salvinia natans • roślin wyższych – Lemna minor 2. Prace laboratoryjne przebiegały w  ściśle określonych warunkach, miejscu i czasie. • aklimatyzacja • hodowla 3. Czas inkubacji glonów i roślin w pożywkach trwał 5 dób: • 0h, 24h, 48h, 72h, 96h 4. Źródłem azotu nieorganicznego dla gatunków roślin był: • azotan (V) potasu KNO3 • chlorek amonu NH4Cl 5. Zróżnicowanie asymilacji nieorganicznych form azotu (NO3 - i  NH4 +) pomiędzy różnymi gatunkami było niewielkie. Najwyższą wydajność asymilacji azotu spośród badanych roślin wykazuje mech jawajski – Vesicularia dubyana. Zakres różnic między nimi układała się w następującej kolejności: • dla jonów amonowych: V. dubyana > L. minor > C. glomerata > S. natans > U. flexuosa subsp. pilifera • dla azotanów: V. dubyana > L. minor > S. natans > C. glomerata > U. flexuosa subsp. pilifera 6. Zastosowanie makrozielenic z rodzaju Ulva i Cladophora i niektórych roślin wodnych (Lemna, Salvinia) jako biofiltru wspomagającego inne zabiegi rekultywacji, prowadzone równolegle na zbiorniku wodnym, otwiera nowe perspektywy dla gospodarki wodnej oraz ich praktycznego wykorzystania. 36 Andrzej Rybak, Beata Messyasz, Bogusława Łęska, Marta Pikosz, Joanna Fabrowska Badania finansowano z grantu MNiSW nr N N304 013 437 i grantu Dziekana Wydziału Biologii UAM nr GDWB 07/2010. Autorzy dziękują Pani Profesor Justynie Wiland-Szymańskiej z Ogrodu Botanicznego UAM w Poznaniu za udostępnienie roślin wodnych wykorzystanych w niniejszych badaniach. LITERATURA 1. Ale M.T., Mikkelsen J. D., Meyer A. S. 2011. Differential growth response of Ulva lactuca to ammonium and nitrate assimilation. Journal of Applied Phycology 23: 345-351. 2. Alghamdi A. A. 2003. The Effect of Inorganic and Organic Nitrogen Sources and Their Combination on Growth and Metabolism of Vesicularia dubyana. Ph. D. Dissertation, Michigan Technological University, Houghton, MI, 150 pp. 3. Andersen R.A. 2005. Algal culturing techniques. Elsevier Academic Press, London 31-21: 425-500. 4. Bielawski W. 1994. Izoformy syntetazy glutaminowej w  roślinach wyższych. Wiadomości Botaniczne 38 (1/2): 67-76. 5. Brault D., Quéquiner B. 1989. Effect of inorganic and organic nitro gen sources on growth of Ulva gigantea (Kützing) Bliding. Aquaculture – a biotechnology in progress. European Aquaculture Society, Bredene, Belgium. 6. Britto, D.T., Kronzucker, H.J. 2002. NH4 + toxicity in higher plants: a critical review. J. Plant Physiol. 159: 567–584. 7. Brix H., Schierup H. H. 1989. The use of aquatic macrophytes in water pollution control. Ambio. 18: 101-107. 8. Brown D. H. 1982. Mineral nutrition. In: Smith A. J. E. (ed.). Bryophyte Ecology, Chapman & Hall, London, pp. 383-444. 9. Buapet P., Hiranpan R., Ritchie R. J., Prathep A. 2008. Effect of nutrient inputs on growth, chlorophyll, and tissue nutrient concentration of Ulva reticulata from a tropical habitat. Science Asia 34: 245-252. 10. Buczek J., Marciniak J. 1990. Reduktaza azotanowa i  reduktaza azotynowa – kluczowe enzymy asymilacji azotanów w  roślinach wyższych. Wiadomości Botaniczne 34(1): 19-32. 11. Chudyba H. 1965. Cladophora glomerata i  glony towarzyszące w  rzece Skawie. Rozmieszczenie i  warunki występowania. Praca doktorska Wykonana w Katedrze Botaniki Wyższej Szkoły Rolniczej w Olsztynie, pp. 126. 12. Cohen I., Neori A. 1991. Ulva lactuca biofilters for marine fishponds effluents. Ammonia uptake kinetics and nitrogen-content. Bot. Mar. 34: 37 Wydajność asymilacji azotu na przykładzie wybranych gatunków roślin wodnych 475–482. 13. Copertino M. D. S., Tormena T., Seeliger U. 2009. Biofiltering efficiency, uptake and assimilation rates of Ulva clathrata (Roth) J. Agardh (Chlorophyceae) cultivated in shrimp aquaculture waste water. Journal of Applied Phycology 21:31-45. 14. Fang, Y. Y., Babourina, O., Rengel, Z., Yang, X. E., Pu, P. M., 2007. Ammonium and nitrate uptake by the floating plant Landoltia punctata. Ann. Bot. 99: 365–370. 15. Fong P., Boyer K. E., Zedler J. B. 1998. Developing an indicator of nutrient enrichment in coastal estuaries and lagoons using tissue nitrogen content of the opportunistic alga, Enteromorpha intestinalis (L. Link). Journal of Experimental Marine Biology and Ecology 231: 63-79. 16. Fong P., Donohoe R. M., Zedler J. B. 1994. Nutrient concentration in tissue of the macroalga Enteromorpha as a function of nutrient history: an experimental evaluation using field microcosmos. Mar. Ecol. Prog. Ser., 106: 273-281. 17. Fong P., Fong J. J., Fong C. R. 2004. Growth, nutrient storage, and release of dissolved organic nitrogen by Enteromorpha intestinalis in response to pulses of nitrogen and phosphorus. Aquatic Botany 78: 83- 95. 18. Freeman M.C. 1986. The role of nitrogen and phosphorus in the development of Cladophora glomerata (L.). Kutzing in the Manawatu River, New Zealand. Hydrobiologia 131: 23-30. 19. Fries L. 1963. On the cultivation of axenic red algae. Physiol. Plant. 16: 695-708. 20. Gerloff G. C.,  Fitzgerald G. P. 1976. The nutrition of Great Lakes Cladophora. Ecological Research Series. 21. Gersberg R. M., Elkins B. V., Lyon S. R., Goldman C. R. 1986. Role of aquatic plants in wastewater treatment by artificial wetlands. Wat. Res. 20: 363-368. 22. Gestinari J. M. S., Oliveira M. C., Milstein D., Pereira S. M. B. 2010. Phylogenetic analyses of Cladophora vagabunda (L.) C. Hoek (Cladophorales, Chlorophyta) from Brazil based on SSU rDNA sequences. Revista Brasileira de Botanica 32: 531-538. 23. Gil M. N., Torres A. I., Esteves J. L. 2005. Uptake of sewage derived nitrogen by Ulva rigida (Chlorophyceae) in Bahia Nueva (Golfo Nuevo, Patagonia, Argentine). Hydrobiologia 532: 39-43. 24. Gumbricht T. 1993. Nutrient removal capacity in submersed macrophyte 38 Andrzej Rybak, Beata Messyasz, Bogusława Łęska, Marta Pikosz, Joanna Fabrowska pond systems in a temperature climate. Ecological Engineering 2: 49- 61. 25. Gumiński S. 1990. Fizjologia glonów i  roślin. Wydawnictwo Uniwersytetu Wrocławskiego, Wrocław. 26. Habaki H., Tajiri S., Egashira R., Sato K. 2011. Uptake rate of ammonia-nitrogen with sterile Ulva sp. for water quality control in sensitive shrimp culture ponds in developing countries. Chemical and Biochemical Engineering Qurterly 25: 341-349. 27. Hayden H. S., Blomster J., Maggs C. A., Silva P. C., Stanhope M., Waaland R. 2003. Linnaeus was right all along: Ulva and Enteromorpha are not distinct genera. Eur J. Phycol. 38: 277–294. 28. Hein M., Pedersen M. F., Sand-Jensen K. 1995. Size-dependent nitrogen uptake in micro-and macroalgae. Mar. Ecol. Progr. Ser. 118: 247-253. 29. Henry-Silva G. G., Camargo A. F. M. 2006. Efficiency of aquatic macrophytes to treat Nile tilapia pond effluents. Sci. Agric. 63: 433- 438. 30. Jabłońska-Trypuć A., Czerpak R. 2008. Roślinne surowce kosmetyczne, MedPharm Polska, Wrocław. 31. Jampeetong A., Brix H. 2009a. Effects of NH4 + concentration of growth, morphology and NH4 + uptake kinetics of Salvinia natans. Ecological Engineering 35: 695-702. 32. Jampeetong A., Brix H. 2009b. Nitrogen nutrition of Salvinia natans: Effects of inorganic nitrogen form on growth, morphology, nitrate reductase activity and uptake kinetics of ammonium and nitrate. Aquatic Botany 90: 67-73. 33. Jiménez del Río M., Ramazanov Z., García Reina G. 1994. Optimization of yield and biofiltering efficiencies of Ulva rigida cultivated with Sparus aurata waste water. Sci. Mar. 58: 329–335. 34. Kautsky L. 1982. Primary production and uptake kinetics of ammonium and phosphate by Enteromorpha compressa in a ammonium sulphate industry outlet area. Aquatic Botany 12: 23-40. 35. Kennison R. L., Kamer K., Fong P. 2011. Rapid nitrate uptake rates and large short-term storage capacities may explain why opportunistic green macroalgae dominate shallow eutrophic estuaries. J. Phycol. 47: 483-494. 36. Khan M. A., Ahmad, S. I. 1992. Performance evaluation of pilot waste stabilization ponds in subtropical region. Water Science and Technology 26: 1717–171. 37. Korner S., Das S.K., Veenstra, S., Vermaat J. E. 2001. The effect of pH 39 Wydajność asymilacji azotu na przykładzie wybranych gatunków roślin wodnych variation at the ammonium/ammonia equilibrium in wastewater and its toxicity to Lemna gibba. Aquat. Bot. 71: 71–78. 38. Kowalski W. 1975. Occurrence of the species of a Marine Green Alga Enteromorpha Link (1982) in the Szczecin Pomerania inland waters. Fragm Flor Geobot Ser Polonica 21: 527–536. 39. Król K., Klimaszka K., Łęska B. 2010. Zastosowanie alg w kosmetyce, Nanotechnologia, kosmetyki, Chemia supramolekularna, Cursiva, Poznań. p. 141-162. 40. Krzemieniewski M., Dębowski M., Zieliński M. 2009. Glony jako alternatywa dla lądowych roślin energetycznych. Czysta energia 9: 25- 27. 41. Lampert W., Sommer U. 2001.  Ekologia wód śródlądowych. PWN, Warszawa 42. Lartigue J., Sherman T. D. 2005. Response of Enteromorpha sp. (Chlorophyceae) to a nitrate pulse: Nitrate uptake, inorganic nitrogen storage and nitrate reductase activity. Marine Ecology Progress Science 292: 147-157. 43. Leng R. A., Stambolie J. H., Bell R. 1995. Duckweed apotential high protein feed resource for domestic animals and fish. Livestock Research for Rural Development 7: 21-29. 44. Łęska B., Ptaszkiewicz M., Messyasz B., Rybak A. 2010. Metale ciężkie w wodzie oraz plechach zielenicy Ulva (Ulvophyceae, Chlorophyta),w: G. Schroeder (red.), Środowisko i Przemysł, Cursiva, Poznań, s. 9-41. 45. Littler M. M., Littler D. S. 1980. The evolution of thallus form andsurvival strategies in benthic marine macroalgae: field and laboratory tests of a functional form model. Am. Nat. 116: 25–44. 46. Lobban C. S., Wynne M. J. 1981. The Biology of Seaweeds. University of California Press, Berkeley 17: 5-478. 47. Magnusson G., Larsson C., Axelsson L. 1996. Effect of high CO2 treatment on nitrate and ammonium uptake by Ulva lactuca grown in different nutrient regimes. Sci. Mar. 60: 197-189. 48. Marshall-Darley W. 1982. Algal Biology: a  physiological approach. Basic Microbiology. 9: 5-163. 49. Martínez-Aragón J. F., Hernández I., Pérez-Llorens J. L., Vázquez R., Vergara J. J. 2002. Biofiltering efficiency in removal of dissolved nutrients by three species of estuarine macroalgae cultivated with sea bass (Dicentrarchus labrax) waste waters 1. Ammonium. J. Appl. Phycol. 14: 375–384. 50. Mohan B. S. 2006. Phytotoxicity of cadmium on the physiological 40 Andrzej Rybak, Beata Messyasz, Bogusława Łęska, Marta Pikosz, Joanna Fabrowska dynamics of Salvinia natans L. grown in macrophyte ponds. J. Environ. Biol. 27: 701–704. 51. Naldi M., Viaroli P. 2002. Nitrate uptake and storage in the seaweed Ulva rigida C. Agardh in relation to nitrate availability and thallus nitrate connect in a eutrophic coastal lagoon (Sacca di Goro, Po River Delta, Italy). Journal of Experimental Marine Biology and Ecology 269: 65-83. 52. Naldi M., Wheeler P. A. 2002. 15N measurements of ammonium and nitrate uptake by Ulva fenestrate (Chlorophyta) and Gracilaria pacifica (Rhodophyta): Comparison of net nutrient disappearance, release of ammonim and nitrate, and 15N accumulation in algal tissue. Journal of Phycology 38: 135-144. 53. Olguin E. J., Rodriguez D., Sanchez G., Hernandez E., Ramirez M. E. 2003. Productivity, protein content and nutrient removal from anaerobic effluents of coffee wastewater in Salvinia minima ponds, under subtropical condition. Acta Biotechnol. 23: 259-270. 54. Panigatti M. C., Maine M. A. 2002. Influence of nitrogen species (NH4 + and NO3 -) on the dynamics of P in water-sediment-Salvinia herzogii systems. Hydrobiologia 492: 151-157. 55. Pedersen M. F., Borum J., Fotel F. L. 2010. Phosphorus dynamics and limitation of fast-and slow-growing temperate seaweeds in Oslofjord, Norway. Marine Ecology Series 399: 103-115. 56. Petrucio M. M., Esteves F. A. 2000. Uptake rates of nitrogen and phosphorus in the water by Eichhorinia crassipes and Salvinia auniculata. Rev. Brasil. Biol. 60(2): 229-236. 57. Planas D., Maberly S. C., Parker J. E. 1996. Phosphorus and nitrogen relationships of Cladophora glomerata in two lake basins of different trophic status. Freshwater Biology 35: 609-622. 58. Podbielkowski Z., Tomaszewicz H. 1979. Zarys hydrobotaniki. PWN, Warszawa. 59. Priya A., Avishek K., Pathak G. 2012. Assessing the potentials of Lemna minor in the treatment of domestic wastewater at pilot scale. Environ. Monit. Assess. 184: 4301-4307. 60. Radić S., Stipaničev D., Cvjetko P., Marijanović Rajčić M., Širac S., Pevalek-Kozlina B., Pavlica M. 2011. Duckweed Lemna minor as a tool for testing toxicity and genotoxicity of surface waters. Ecotoxicology and Environmental Safety 74: 182–187. 61. Reddy K. R. 1983. Fate nitrogen and phosphorus in waste-water retention reservoir containing aquatic macrophytes. J. Environ. Qual. 41 Wydajność asymilacji azotu na przykładzie wybranych gatunków roślin wodnych 12: 137-141. 62. Reid, G. V. 1976. Algae removal by fish production. Water Resources Symposium No. 9, ponds as a wastewater treatment alternatives. Centre for Research in Water Resources, University of Texas, Austin, p. 417. 63. Runcie J. W., Ritchie R. J., Larkum A. W. D. 2003. Uptake kinetics and assimilation of inorganic nitrogen by Catenella nipae and Ulva lactuca. Aquatic Botany 76: 155-174. 64. Rybak A., Messyasz B. 2011. Błonica oszczepowata Ulva flexuosa subsp. pilifera (Kütz.) Bliding 1963 (Chlorophyta, Ulvophyceae) na nowym słodkowodnym stanowisku w  Poznaniu. Chrońmy Przyrodę Ojczystą 67 (2): 181-187. 65. Rybak A., Messyasz B., Łęska B. 2012. Freshwater Ulva (Chlorophyta) as a  bioaccumulator of selected heavy metals (Cd, Ni and Pb) and alkaline earth metals (Ca and Mg). Chemosphere 89: 1066-1076. 66. Salisbury F. B., Ross, C. W. 1978. Plant Physiology. Wadsworth Publ. Co., Inc., Belmont, Calif. 2nd Ed. 67. Schroeder G. L. 1975. Productivity of sewage fertilized fishpond. Water Research (UK) 9: 269. 68. Schuurkes J. A. A. R., Kok C. J., Hartog D. C. 1986. Ammonium and nitrate uptake by aquatic plants from poorly buffered and acidified waters. Aquat. Bot. 24: 131-146. 69. Schwoerbel J., Tillmanns G. C. 1974. Assimilation of nitrogen from the medium and nitrate reductase activity in submerged macrophytes: Fontinalis antipyretica L. Arch. Hydrobiol. Suppl. 47: 282-294. 70. Sitkowska M. 1999. Two new localities from Enteromorpha flexuosa subsp. pilifera (Chlorophyta) in Poland. Fragm. Flor. Geobot. Ser. Polonica 6: 301–304. 71. South G. R., Whittick A. 1987. Introduction to phycology. Blackwell Scientific Publications, s. 178. 72. Taboada E. B. 2009. Simultaneous ammonium and phosphate uptake capacity of macroalage Ulva species in effluent seawater. Journal of Bioscience and Bioengineering 108. 73. Teichberg M., Heffner L. R., Fox S., Valiena I. 2007. Nitrate reductase and glutamine synthetase activity, internal N pools, and growth of Ulva lactuca: responses to long 74. Tylova E., Steinbachova L., Votrubova O., Lorenzen B., Brix H. 2008. Different sensitivity of Phragmites australis and Glyceria maxima to high availability of ammonium-N. Aquat. Bot. 88: 93–98. 75. Vandermeulen H., Gordin H. 1990. Ammonium uptake using Ulva 42 Andrzej Rybak, Beata Messyasz, Bogusława Łęska, Marta Pikosz, Joanna Fabrowska (Chlorophyta) in intensive fishpond system: mass culture and treatment of effluent. Journal of Applie Phycology 2: 363-374. 76. Wang J., Chen C. 2009. Biosorbents for heavy metals removal and their future. Biotechnology Advances 27: 195-226. 77. Yokoyama H., Ishihi Y. 2010. Bioindicator and biofilter function of Ulva spp. (Chlorophyta) for dissolved inorganic nitrogen discharged from a  coastal fish farm – potential role in integrated multi-trophic aquaculture. Aquaculture 310: 74-83. 78. Yuta U. 2005. Removal of Nitrate-Nitrogen in Seawater by Sterile Ulva sp. Bachelor Thesis, Department of International Development Engineering, Tokyo Institute of Technology 79. Zalewska T. 2012. Distribution of 137Cs in benthic plants along depth profiles in the outer Puck Bay (Baltic Sea). J Radioanal. Nucl. Chem. 293: 679-688. 80. Zimmels Y., Kirchner F., Kadmon A. 2009. Effect of circulation and aeration on wastewater treatment by floating aquatic plants. Separation and Purification Technology 66: 570-577. 43 „Środowisko i przemysł. Tom III” red. G. Schroeder, P. Grzesiak 2012, Cursiva, ISBN 978-83-62108-18-3 Rozdział 2 BADANIE SZYBKOŚCI REAKCJI UTLENIANIA SO2 NA KATALIZATORZE WYTWORZONYM ZE ZUŻYTYCH MAS WANADOWYCH W ASPEKCIE ZMNIEJSZENIA ZANIECZYSZCZENIA ŚRODOWISKA ZWIĄZKAMI SIARKI Rafał Motała, Piotr Grzesiak, Marcin Grobela, Tadeusz Hłyń, Joanna Łukaszyk Instytut Ochrony Roślin – PIB, Zakład Ekologii i Ochrony Środowiska, ul. W. Węgorka 20, 60-318 Poznań _____________________________________________________ Przedstawiono wyniki badań zależności szybkości utleniania SO2 od temperatury w zakresie 360-620oC na katalizatorach o  różnym składzie fazy aktywnej wytworzonych z  nośnika krzemionkowego odzyskanego ze zużytych katalizatorów wanadowych metodą wymywania kwaśnego i  alkalicznego. Określono wpływ składu i objętości fazy aktywnej na aktywność wytworzonych układów katalitycznych oraz sposobu wymywania i obróbki otrzymanej krzemionki. Badania miały na celu potwierdzenie możliwości stosowania składników odzyskanych ze zużytych katalizatorów do produkcji świeżego katalizatora oraz określenie warunków realizacji tej koncepcji. 1. WSTĘP Miarą aktywności katalitycznej katalizatorów wanadowych jest szybkość reakcji utleniania SO2, natomiast projektant oczekuje danych kinetycznych 44 Rafał Motała, Piotr Grzesiak, Marcin Grobela, Tadeusz Hłyń, Joanna Łukaszyk dotyczących rzeczywistej szybkości reakcji tzn. szybkości wyznaczonej dla warunków przebiegu procesu w  warunkach przemysłowych. Rzeczywista szybkość reakcji jest także wykorzystywana do obliczeń rozkładu masy oraz nadmiarów katalizatora na poszczególnych półkach aparatu kontaktowego, zabezpieczających utrzymanie założonych wydajności procesu w stosowanych cyklach produkcyjnych. Zaprojektowanie właściwego rozkładu i  nadmiaru katalizatora jest konieczne ze względu na dezaktywację katalizatora pracującego w  warunkach przemysłowych, zmiany hydrauliki przepływu gazu w  cyklach produkcyjnych [1]. W  ramach realizowanego projektu badawczego NN 209759840 przeprowadzono badania nad możliwością ponownego wykorzystania krzemionki odzyskanej ze zużytych mas wanadowych metodami ekstrakcji alkalicznej i  poddanej różnej obróbce do produkcji świeżego katalizatora. Określono porowatość i  strukturę powierzchni krzemionki na aparatach PASCAL 140 i  PASCAL 240 oraz rozkład wielkości ziarna krzemionki za pomocą laserowego miernika wielkości cząstek MicroTec 22. Wyniki badań wykazały inne właściwości krzemionki z odzysku – tabela 1-3 [2]. Tabela 1. Wyniki badań porowatości krzemionki czystej Parametr Pascal 140 Pascal 240 Sumarycznie Całkowita objętość porów, mm3/g 946,748 768,699 1657,317 Całkowita powierzchnia właściwa, m2/g 0,127 1,494 1,599 Średni promień porów, nm 30046,119 1293,652 30558,182 Tabela 2. Wyniki badań porowatości krzemionki po ekstrakcji alkalicznej bez obróbki term. Parametr Pascal 140 Pascal 240 Sumarycznie Całkowita objętość porów, mm3/g 229,839 1182,661 1370,565 Całkowita powierzchnia właściwa, m2/g 0,059 1,589 1,631 Średni promień porów, nm 4402,184 1199,517 1218,361 Tabela 3. Wyniki badań porowatości krzemionki po ekstrakcji alkalicznej po obróbce term. Parametr Pascal 140 Pascal 240 Sumarycznie Całkowita objętość porów, mm3/g 185,0 154,231 381,539 Całkowita powierzchnia właściwa, m2/g 0,028 15,356 15,698 Średni promień porów, nm 20253,063 1199,708 17443,527 45 Badanie szybkości reakcji utleniania so2 na katalizatorze wytworzonym ze zużytych mas... Badania wykazały, że krzemionka odzyskana ze zużytych mas wanadowych charakteryzuje się inną strukturą porowatą od krzemionki naturalnej, a wpływ na jej strukturę ma sposób i warunki ekstrakcji oraz sposób jej obróbki. Krzemionka po suszeniu posiada porównywalną całkowitą powierzchnię właściwą z krzemionką naturalna, natomiast krzemionka po prażeniu posiada zdecydowanie największą całkowitą objętość porów, kilkakrotnie większą od krzemionki naturalnej. Krzemionka odzyskana ze zużytych katalizatorów posiada mniejszy średni promień porów od krzemionki naturalnej. Najmniejszy średni promień porów posiada krzemionka po ekstrakcji i suszeniu natomiast obróbka termiczna powoduje korzystny wzrost tego parametru. Krzemionka odzyskana ze zużytych katalizatorów po obróbce termicznej charakteryzuje się mniejszą całkowitą objętość porów od krzemionki bez obróbki termicznej przy zdecydowanie większej powierzchni właściwej i większym średnim promieniu porów. Przeprowadzono także badania rozkładu wielkości ziarna krzemionki otrzymanej po alkalicznym wymywaniu składników fazy aktywnej ze zużytych mas wanadowych. Badania wykazały, że sposób obróbki krzemionki ma wpływ także na rozkładu wielkość cząstek – rysunek 1,2. Krzemionka naturalna posiada największy udział mezoporów do 50 mm. Przeważająca wielkość ziarna wynosi do 48 mm, a udział tych porów wynosi 90%. Po ekstrakcji alkalicznej i suszeniu krzemionka posiada inny rozkład wielkości porów. W  obrazie analitycznym pojawia się drugi, wydzielony pik makropordów 50–100 mm – rysunek 1 [2]. Przeważająca wielkość ziarna wynosi do 67,9 mm, a  udział tych porów wynosi 90%. Tak duże pory są niekorzystne w  procesie katalitycznym. Zastosowana obróbka termiczna odzyskanej krzemionki spowodowała także inny obraz rozkładu wielkości porów – rysunek 2 [2]. Przeprowadzone testy aktywności katalitycznej w  reakcji utleniania SO2 w  temperaturach standardowych 420 i  480oC katalizatorów wytworzonych na bazie krzemionki z odzysku wykazały wpływ składu fazy aktywnej na ich aktywność. Oznacza to, ze sposób przygotowania krzemionki do ponownego użycia jako nośnika fazy aktywnej katalizatorów ma wpływ na ich aktywność katalityczną. Dlatego powinna ona zostać tak dobrana do właściwości użytego nośnika, żeby powodować jego optymalne właściwości katalityczne. Zbyt duża objętość może pogorszyć właściwości katalityczne katalizatora. Jest to związane z mechanizmem przebiegu procesu na poszczególnych etapach utleniania SO2. Szybkość dyfuzji substratów i produktu zależy od rodzaju i struktury katalizatora. Jeżeli absorpcja składników i  reakcja zachodząca na powierzchni katalizatora jest stosunkowo szybka, wtedy szybkość reakcji jest limitowana szybkością dyfuzji substratów do powierzchni czynnej katalitycznie, za którą odpowiada struktura porowata układu katalitycznego – nośnik+faza aktywna. 46 Rafał Motała, Piotr Grzesiak, Marcin Grobela, Tadeusz Hłyń, Joanna Łukaszyk Rysunek 1. Wyniki analizy rozkładu wielkości ziarna krzemionki po ekstrakcji i suszeniu 47 Badanie szybkości reakcji utleniania so2 na katalizatorze wytworzonym ze zużytych mas... Rysunek 2. Wyniki analizy rozkładu wielkości ziarna krzemionki po ekstrakcji i prażeniu 48 Rafał Motała, Piotr Grzesiak, Marcin Grobela, Tadeusz Hłyń, Joanna Łukaszyk 2. WYZNACZANIE SZYBKOŚCI REAKCJI W  celu otrzymania prawidłowej charakterystyki kinetycznej katalizatora i ustalenia zależności szybkości reakcji od temperatury czy składu gazu, należy prowadzić badania w obszarze kinetycznym, w którym obserwowana aktywność nie zależy od szybkości procesów przenoszenia masy i  ciepła. Wskaźnikiem pracy w obszarze kinetycznym jest niezależność szybkości reakcji od rozmiaru ziaren katalizatora i liniowej szybkości przepływu gazu. W  warunkach przemysłowych katalizator nie zawsze pracuje w  obszarze kinetycznym, dla niektórych warunków proces zachodzi w  obszarze dyfuzji wewnętrznej. Obszar kinetyczny jest osiągalny tylko w  bardzo niskich temperaturach. W  warunkach przemysłowych reakcja zachodzi najczęściej w  obszarze przejściowym między obszarem kinetycznym i  obszarem dyfuzji zewnętrznej, tj. przy niepełnym wykorzystaniu wewnętrznej powierzchni katalizatora. W  tym przypadku należy określić aktywność katalizatora bez zmielenia ziaren, tj. w  warunkach, kiedy nie można wykluczyć wpływu procesów przenoszenia masy i ciepła reagujących substancji i ciepła wewnątrz ziarna. Rezultaty badania aktywności katalitycznej mogą być obarczone błędem spowodowanym wpływem procesów przenoszenia masy i  ciepła oraz następstwem różnic temperatur w  warstwie katalizatora wywoływanych stratami ciepła. W przemysłowych aparatach kontaktowych ta różnica może być niekiedy bardzo duża. Dla uzyskania prawidłowych danych kinetycznych, charakteryzujących aktywność katalityczną katalizatorów wanadowych w  reakcji utleniania SO2, badania należy prowadzić w  warunkach bardzo zbliżonych lub całkowicie izotermicznych, ponieważ praktycznie niemożliwe jest modelowanie procesów heterogennej katalizy przy jednoczesnym zachowaniu podobieństwa hydraulicznego, cieplnego i  kinetycznego. Na podstawie rezultatów badań w warunkach izotermicznych można natomiast rozpatrywać proces przebiegający z  udziałem procesów wymiany ciepła i  równomiernego rozdziału gazu po przekroju warstwy katalizatora w  realnych warunkach. Dla przemysłowej charakterystyki katalizatora szybkość reakcji albo stałą szybkości w przypadku znanego równia kinetycznego wygodnie jest odnosić do jednostki objętości katalizatora, natomiast przy ocenie aktywności samego katalizatora, aktywność można odnieść do jednostki jego powierzchni. Obecnie stosuje się w  badaniach kinetycznych zmodyfikowaną metodę różniczkową. Układ badawczy wyposażony jest w przepływowy, izotermiczny reaktor badawczy z wewnętrzną cyrkulacją gazu eliminującą gradient stężenia i  temperatury. Na reaktorze zamiast izolacji zewnętrznej jest zastosowana izolacja termiczna, wspomagana niezależnym układem grzejnym, sterowanym 49 Badanie szybkości reakcji utleniania so2 na katalizatorze wytworzonym ze zużytych mas... termoparą umieszczoną wewnątrz reaktora badawczego. Zastosowane systemy wewnętrznego obiegu mieszaniny reakcyjnej i  system grzejny uzupełniają jedynie straty ciepła wewnątrz reaktora badawczego i  pozwalają utrzymywać stałą temperaturę na całej wysokości badanego złoża katalizatora – DT ściany jest równy 0 na całej wysokości warstwy katalizatora. Metoda pozwala badać aktywność katalizatorów dla dowolnych warunków przemysłowych i polega na określeniu zależności rzeczywistej szybkości reakcji jako funkcji temperatury r=f(t) i  przemiany r=f(x), a  więc podstawowych parametrów kinetycznych niezbędnych do obliczania rozkładu katalizatora w  aparatach kontaktowych. Metoda charakteryzuje się dużą dokładnością pomiarów oraz wiarygodnością wyników i może być stosowana zarówno do badań kinetyki procesu, jak również do wykonywania badań testowych pozwalających określić dalszą przydatność katalizatorów do dalszej eksploatacji przemysłowej. 3. PRZEBIEG I WYNIKI BADAŃ Wytworzono katalizatory na bazie krzemionki odzyskanej ze zużytych katalizatorów poprzez wymywanie wanadu i potasu roztworem 15% KOH oraz 5% roztworem H2SO4. Jako składników fazy aktywnej użyto technicznego V2O5 oraz K2CO3. Składniki te użyto w ilościach zapewniających zawartość wanadu 5, 6 i 7% V2O5 oraz stosunek molowy K2O/V2O5 równy 2,0; 2,5 i 3,0. Katalizatory wytworzono metodą „na sucho”, mieszając krzemionkę z różnymi ilościami V2O5 oraz K2CO3 [3]. Do wytworzenia katalizatorów użyto krzemionki naturalnej oraz z  odzysku, poddanej procesowi suszenia w  temperaturze 120oC oraz obróbki termicznej w temperaturze 400oC. Wytworzone katalizatory poddano procesowi wstępnego formowania chemicznego celem wytworzenia docelowej struktury składników fazy aktywnej. W  zaformowanych katalizatorach oznaczono zawartość V2O5 metodą manganometryczną, K2O metodą fotometryczną, natomiast zawartość żelaza oznaczono metodą ASA [4] – tabela 4. Tabela 4. Skład chemiczny katalizatorów wytworzonych na bazie SiO2 odzyskanej ze zużytych katalizatorów Składnik Zawartość składnika, % SiO2 suszona po wymyciu alkalicznym P1(1-3) P2(1-3) P3(1-3) V2O5 5,00 6,01 7,02 K2O 5,20 6,53 7,71 6,29 7,83 9,11 7,20 9,05 10,71 Fe2O3 0,26 0,28 0,22 50 Rafał Motała, Piotr Grzesiak, Marcin Grobela, Tadeusz Hłyń, Joanna Łukaszyk SiO2 prażona po wymyciu alkalicznym P4(1-3) P5(1-3) P6(1-3) V2O5 5,02 6,00 7,00 K2O 5,21 6,52 7,70 6,31 7,82 9,10 7,21 9,02 10,79 Fe2O3 0,28 0,28 0,26 SiO2 suszona po wymyciu kwaśnym P7(1-3) P8(1-3) P9(1-3) V2O5 5,00 6,01 7,02 K2O 5,20 6,53 7,71 6,32 7,83 9,08 7,20 9,02 10,80 Fe2O3 0,26 0,28 0,22 SiO2 prażona po wymyciu kwaśnym P10(1-3) P11(1-3) P12(1-3) V2O5 5,02 6,00 7,00 K2O 5,21 6,52 7,70 6,30 7,79 9,10 7,21 9,00 10,81 Fe2O3 0,28 0,28 0,26 Dla tak przygotowanych katalizatorów wyznaczono zależność szybkości reakcji utleniania SO2 do SO3 od temperatury f=f(t) w  zakresie temperatur od 360 – 620oC [2]. Badania kinetyczne przeprowadzono przy składzie gazu: 10,5% SO2, 10,5% O2, 79% N2 i prędkości liniowej przepływu gazu 0,4 Nm/s liczonej na pusty przekrój reaktora dla próbki katalizatora o  masie 40,0 g. Badania kinetyczne przeprowadzono na specjalistycznej aparaturze pomiarowej (rysunek 3), wyposażonej w reaktor badawczy z wewnętrzną cyrkulacją gazu, którego specjalna konstrukcja zapewnia izotermiczność badanego procesu – rysunek 4. Próbka badanego katalizatora znajduje się w centralnie usytuowanej rurze wewnętrznej reaktora. Gorący gaz reakcyjny przepływa przez warstwę katalizatora i wypływa na zewnątrz rury, obmywając jej powierzchnię na całej wysokości, dalej przechodzi do wydzielonej przestrzeni zewnętrznej, z której odprowadzany jest poza reaktor. Reaktor jest wyposażony w systemy pomiaru, rejestracji i  regulacji temperatur w  całym obiegu wewnętrznym. Mierzy się, reguluje i  rejestruje temperaturę gazu bezpośrednio nad warstwą katalizatora, natomiast w środku i w dole warstwy badanego katalizatora dokonuje się jedynie pomiaru i rejestracji rozkładu temperatury (T9). 51 Badanie szybkości reakcji utleniania so2 na katalizatorze wytworzonym ze zużytych mas... ~ 220 V ~220 V M0 A T0 RT3 so 2 N 2 ERG F F F CzP-1 CzP-2 CzP-3 T1 T2 T3 M1 M2 M3 5 1 2 3 4 reaktor badawczy ~ 220 V A ab so rb er M4 T8 T1 T1 T9 A nagrzewnic RT3 RT3 MK reaktor wstępny T8 T6 T7 ~220 V RT3 8 7 9 10 6 1 AN-1 AN-2 AN-3 Rysunek 3. Schemat aparatury do wyznaczania rzeczywistej szybkości reakcji. 1 – kompresor powietrza, 2 – osuszacz powietrza, 3, 4 – butle z gazami technicznymi SO2 i N2, 5– mieszalnik gazów, 6 – analizator gazów, 7 – reaktor wstępny, 8 – nagrzewnica gazów, 9 – reaktor badawczy, 10 – absorber SO2 i SO3 T TT T10T11 T9 Rysunek 4. Schemat reaktora badawczego. T9, 10, 11 – termopary 2.1. WYZNACZANIE ZALEŻNOŚCI SZYBKOŚCI REAKCJI OD TEMPERATURY R = F(T) Powietrze z  kompresora (1) kieruje się do mieszalnika gazu (5) poprzez osuszacz (2) wypełniony sitem molekularnym. Z butli (3) podaje się do układu 52 Rafał Motała, Piotr Grzesiak, Marcin Grobela, Tadeusz Hłyń, Joanna Łukaszyk badawczego SO2, natomiast z butli (4) podaje się azot, który jest jednocześnie gazem nośnym dla elektrochemicznego oznaczania SO2. Natężenie przepływu poszczególnych składników mieszaniny gazowej regulują elektroniczne regulatory gazu ERG współpracujące z  urządzeniem sterującym ERG-3. W  mieszalniku gazów (5) następuje dokładne wymieszanie poszczególnych składników mieszaniny gazowej. Po mieszalniku pobiera się próbkę gazową w celu określenia zawartości SO2 – punkt pomiarowy (AN1). Tak przygotowany gaz kierowany jest do reaktora badawczego poprzez reaktory wstępne (7). W przypadku wyznaczania aktywności standardowej reaktor wstępny nie jest ogrzewany. Do reaktora badawczego gaz kierowany jest poprzez nagrzewnicę gazową (8), w  której ogrzewa się do odpowiedniej temperatury. Reaktor badawczy umieszczony jest w piecu, co pozwala utrzymywać stałą temperaturę całego reaktora. Temperaturę w reaktorze badawczym reguluje się i kontroluje wskazaniami termopar T9, T10, T11. Po reaktorze pobiera się próbkę gazową celem określenia zawartości SO2 – punkt pomiarowy (AN3). Następnie gaz kierowany jest do atmosfery poprzez układ absorpcyjny (10). 2.1.1. SPOSÓB PROWADZENIA BADAŃ KINETYCZNYCH Do badań bierze się próbkę katalizatora zaformowanego o  masie około 40,0±0,1 g. Ustala się zadaną wielkość przepływu poszczególnych składników mieszaniny gazowej tzn. powietrza, azotu i  dwutlenku siarki tak, aby gaz kierowany do układu posiadał odpowiednie stężenie SO2 i  odpowiednią prędkość liniową przepływu liczoną na pusty przekrój reaktora badawczego. Po ustabilizowaniu się przepływu poszczególnych składników mieszaniny gazowej dokonuje się oceny zawartości SO2 w punkcie pomiarowym (AN1). W przypadku nie uzyskania żądanego składu gazu wprowadza się odpowiednie korekty natężeń przepływu poszczególnych składników poprzez zadanie regulatorem ERG-3 odpowiednio wyższej lub niższej wartości stałej. W  nagrzewnicy kwarcowej nagrzewa się gaz do takiej temperatury, aby na wlocie do reaktora właściwego (wskazania termopary T9) wynosiła 420oC i 480oC. 2.1.2. APARATURA DO POMIARU STĘŻENIA SO2 I O2 Do analizy zawartości SO2 w  gazie przed i  po reaktorze badawczym stosuje się mikrokulometryczny analizator siarki typu MKSO2. Analizator składa się z następujących modułów: poboru próbki gazowej, miareczkującego i mikrokomputera. Zasada pomiaru polegała na automatycznym miareczkowaniu mieszaniną zawierającą SO2 (wolną od SO3) mianowanym roztworem jodu w KI stabilizowanym kwasem octowym (roztwór wodny o  składzie KI – 0,1 mol/ 53 Badanie szybkości reakcji utleniania so2 na katalizatorze wytworzonym ze zużytych mas... dm3, CH3COOH – 0,04% m/m). Analizator jest wyposażony w specjalny zawór objętościowy pozwalający pobierać stałą objętość gazu do analizy. Konstrukcja zaworu umożliwia ciągły przepływ gazu z  danego punktu pomiarowego, co pozwala dokładnie przepłukać układ pomiarowy. Zmiana położenia zaworu powoduje automatyczne pobranie określonej objętości gazu do analizy z danego punktu pomiarowego. Celka mikrokulometryczna wyposażona jest w  cztery elektrody: wskaźnikową obwodu potencjometrycznego typu OH-936P (detekcja stężenia jodu), elektrodę odniesienia obwodu ogniwa typu OH-9327, anodę obwodu prądowego typu OH-9327 (generacja jodu) oraz katodę obwodu prądowego typu OH-9377 (generacji jodu). Miareczkowanie następuje do zaprogramowanego wcześniej punktu końcowego. Zawartość SO2 określana jest metodą całkowania prądu potrzebnego do regeneracji zużytego jodu. Miareczkowanie prowadzi się metodą serii statystycznej z obliczaniem średniej arytmetycznej wyników, względnego odchylenia standardowego i  przedziału ufności średniej arytmetycznej. Dokładność oznaczenia stężenia SO2 wynosi 0,01% SO2. Elektrochemiczny analizator SO2 współpracuje z  elektronicznym analizatorem tlenu typu OM200, pozwalającym określać procentową zawartość O2 w mieszaninie reakcyjnej. Analizator wyposażony jest w specjalną głowicę do pomiaru zawartości tlenu w mieszaninie. Dokładność oznaczenia stężenia O2 wynosi 0,01% O2. W obiegu gazowym reaktora badawczego zainstalowany jest manometr pozwalający na pomiar ciśnienia mieszaniny reakcyjnej. 2.1.3. WYKONANIE OZNACZEŃ Zawór objętościowy ustawić w  położenie umożliwiające pobranie próbki gazowej z  punktu pomiarowego (AN1). W  czasie 5 minut (czas gotowości analizatora do wykonania oznaczeń) gaz płynie przez daną komorę objętościową do układu absorpcyjnego. Po upływie tego czasu zamknąć zawór powodując przetłoczenie danej objętości gazu do analizatora. Zamknięcie dopływu gazu z  punktu pomiarowego (AN1) powoduje automatyczne otwarcie komory objętościowej połączonej z  punktem pomiarowym (AN3). Po uzyskaniu gotowości analizatora do kolejnej analizy zamknąć komorę objętościową (punkt pomiarowy AN3) i skierować daną objętość gazu do urządzenia pomiarowego. Zawór objętościowy może być sterowany ręcznie, co umożliwia powtórzenie analizy w danym punkcie pomiarowym. 2.2.4. OBLICZANIE WYNIKÓW Zawartość SO2 (%) w  danym punkcie pomiarowym odczytuje się 54 Rafał Motała, Piotr Grzesiak, Marcin Grobela, Tadeusz Hłyń, Joanna Łukaszyk bezpośrednio z  monitora mikrokulometrycznego analizatora siarki MKSO2. Znając stężenie SO2 przed i po reaktorze określić można stopień przemiany (x) korzystając z zależności: )5,1100( 10)( 32 4 32 cc ccxt ⋅−⋅ ⋅−= (1) gdzie: xt – przemiana SO2 w temperaturze pomiaru t, % c2 – stężenie SO2 przed reaktorem badawczym w punkcie analitycznym AN2, % c3 – stężenie SO2 po reaktorze badawczym w punkcie analitycznym AN3, % Rzeczywistą szybkość reakcji utleniania SO2 (r) wyliczono z zależności: k SO m xV r ⋅ ⋅ = 89,21 2 (2) gdzie: r – rzeczywista szybkość reakcji w temperaturze pomiaru t, mol SO3/gkh VSO2 – natężenie przepływu SO2, Ndm3/h x – przemiana SO2 w temperaturze pomiaru t, % mk – masa katalizatora, g 21,89 – objętość molowa SO3, Ndm3/mol Tabela 5. Zależność szybkości reakcji od temperatury dla katalizatorów P1(1-3) ÷ P3(1-3) Temp. Szybkość reakcji 104r, mol SO3/gkat.h P11 P12 P13 P21 P22 P23 P31 P32 P33 360 4,8 4,9 5,1 5,3 5,6 5,4 6,0 5,9 5,7 380 24,7 25,5 26,4 27,4 29,0 28,1 31,2 30,4 29,5 400 55,6 57,5 59,6 61,7 65,4 63,4 70,4 68,6 66,5 420 135,5 140,1 145,3 150,4 159,4 154,5 171,5 167,1 161,9 440 188,4 194,6 202,0 209,1 221,5 214,7 238,3 232,3 225,0 460 222,8 230,2 238,8 247,3 262,0 253,9 281,8 274,7 266,1 480 243,6 251,8 261,2 270,4 286,5 277,7 308,2 300,4 291,1 500 256,7 265,2 275,2 284,9 301,9 292,6 324,7 316,5 306,7 520 252,5 260,9 270,7 280,2 296,9 287,8 319,3 311,3 301,6 540 246,2 254,4 264,0 273,3 289,6 280,7 311,5 303,6 294,2 560 243,6 251,8 261,2 270,4 286,5 277,7 308,2 300,4 291,1 580 241,9 250,0 259,4 268,5 284,5 275,8 306,0 298,3 289,0 600 239,9 247,8 257,2 266,2 282,1 273,4 303,4 295,7 286,6 620 237,1 245,0 254,2 263,1 278,8 270,2 299,9 292,3 283,2 55 Badanie szybkości reakcji utleniania so2 na katalizatorze wytworzonym ze zużytych mas... Tabela 6. Zależność szybkości reakcji od temperatury dla katalizatorów P4(1-3) ÷ P6(1-3) Temp. Szybkość reakcji 104r, mol SO3/gkat.h P41 P42 P43 P51 P52 P53 P61 P62 P63 360 5,0 5,1 5,2 5,6 5,7 5,4 6,1 6,0 5,8 380 25,6 26,3 27,0 28,9 29,4 27,7 31,4 31,0 30,1 400 57,8 59,3 60,9 65,1 66,4 62,4 70,7 70,0 67,9 420 140,8 144,6 148,3 158,6 161,8 152,1 172,3 170,6 165,4 440 195,7 200,9 206,2 220,4 224,9 211,4 239,5 237,1 229,9 460 231,4 237,6 243,8 260,6 266,0 249,9 283,2 280,4 271,8 480 253,1 259,9 266,6 285,0 290,9 273,4 309,7 306,6 297,3 500 266,7 273,8 280,9 300,3 306,5 288,0 326,3 323,1 313,2 520 262,3 269,3 276,3 295,4 301,4 283,2 321,0 317,7 308,1 540 255,8 262,7 269,5 288,1 294,0 276,3 313,1 309,9 300,5 560 253,1 259,9 266,6 285,0 290,9 273,4 309,7 306,6 297,3 580 251,3 258,0 264,8 283,0 288,9 271,4 307,6 304,5 295,2 600 249,2 255,8 262,5 280,6 286,4 269,1 304,9 301,9 292,7 620 246,3 252,9 259,4 277,4 283,0 266,0 301,4 298,4 289,3 Tabela 7. Zależność szybkości reakcji od temperatury dla katalizatorów P7(1-3) ÷ P9(1-3) Temp. Szybkość reakcji 104r, mol SO3/gkat.h P71 P72 P73 P81 P82 P83 P91 P92 P93 360 5,0 5,1 5,2 5,6 5,6 5,7 6,0 6,1 5,9 380 26,0 26,3 26,9 28,7 29,0 29,3 31,2 31,4 30,7 400 58,7 59,3 60,6 64,7 65,4 66,1 70,4 70,7 69,3 420 143,1 144,6 147,6 157,8 159,4 161,0 171,5 172,3 168,9 440 198,8 200,9 205,1 219,3 221,5 223,8 238,3 239,5 234,7 460 235,1 237,6 242,6 259,3 262,0 264,6 281,8 283,2 277,5 480 257,2 259,9 265,3 283,6 286,5 289,4 308,2 309,7 303,5 500 270,9 273,8 279,5 298,8 301,9 304,9 324,7 326,3 319,8 520 266,5 269,3 274,9 293,9 296,9 299,9 319,3 321,0 314,5 540 259,9 262,7 268,1 286,6 289,6 292,5 311,5 313,1 306,8 560 257,2 259,9 265,3 283,6 286,5 289,4 308,2 309,7 303,5 580 255,4 258,0 263,4 281,6 284,5 287,4 306,0 307,6 301,4 600 253,2 255,8 261,2 279,2 282,1 284,9 303,4 304,9 298,8 620 250,2 252,9 258,1 275,9 278,8 281,6 299,9 301,4 295,3 56 Rafał Motała, Piotr Grzesiak, Marcin Grobela, Tadeusz Hłyń, Joanna Łukaszyk Tabela 8. Zależność szybkości reakcji od temperatury dla katalizatorów P10(1-3) ÷ P12(1-3) Temp. Szybkość reakcji 104r, mol SO3/gkat.h P101 P102 P103 P111 P112 P113 P121 P122 P123 360 5,1 5,1 5,2 5,6 5,6 5,7 6,0 6,1 6,0 380 26,2 26,6 27,0 28,9 29,1 29,3 31,2 31,4 31,0 400 59,0 59,9 60,9 65,1 65,7 66,1 70,4 70,7 70,0 420 143,8 146,1 148,3 158,6 160,2 161,0 171,5 172,3 170,6 440 199,9 203,0 206,2 220,4 222,7 223,8 238,3 239,5 237,1 460 236,4 240,1 243,8 260,6 263,3 264,6 281,8 283,2 280,4 480 258,5 262,6 266,6 285,0 288,0 289,4 308,2 309,7 306,6 500 272,4 276,6 280,9 300,3 303,4 304,9 324,7 326,3 323,1 520 267,9 272,1 276,3 295,4 298,4 299,9 319,3 321,0 317,7 540 261,3 265,4 269,5 288,1 291,1 292,5 311,5 313,1 309,9 560 258,5 262,6 266,6 285,0 288,0 289,4 308,2 309,7 306,6 580 256,7 260,7 264,8 283,0 285,9 287,4 306,0 307,6 304,5 600 254,5 258,5 262,5 280,6 283,5 284,9 303,4 304,9 301,9 620 251,5 255,5 259,4 277,4 280,2 281,6 299,9 301,4 298,4 4. OMÓWIENIE WYNIKÓW BADAŃ Katalizatory wytworzone na bazie odzyskanej krzemionki wykazywały klasyczny charakter krzywej kinetycznej zależności szybkości reakcji utleniania SO2 od temperatury niezależnie od metody odzyskania krzemionki ze zużytych katalizatorów oraz obróbki nośnika i  składu fazy aktywnej – rysunek 5-8. Szybkości reakcji wzrastały ze wzrostem temperatury, początkowo wolno w  zakresie temperatur 360-400oC, następnie szybko do temperatury 500oC. W temperaturze 500oC nastąpiło przegięcie krzywych kinetycznych i szybkości reakcji zaczęły powoli spadać do temperatury 620oC. Badania wykazały zależność szybkości reakcji od sposobu wymywania nośnika krzemionkowego ze zużytych katalizatorów, niezależnie od zastosowanego sposobu jej obróbki – tabela 5,7. Szybkości reakcji utleniania SO2 na katalizatorze zawierającym 5% V2O5 i  7,7% K2O (P73 – tab. 7) wytworzonym na bazie suszonej krzemionki odzyskanej na drodze wymywania 5% roztworem H2SO4 były wyższe o  około 4,3% od szybkości reakcji na katalizatorze wytworzonym na bazie krzemionki odzyskanej na drodze wymywania alkalicznego 15% roztworem KOH (P13 – tab. 5) w całym badanym zakresie temperatur – rysunek 9. 57 Badanie szybkości reakcji utleniania so2 na katalizatorze wytworzonym ze zużytych mas... Rysunek 5. Zależność szybkości reakcji od temperatury na katalizatorach zawierających różne ilości wanadu przy stosunku K2O/V2O5 wynoszącym 2,5 wytworzonych na bazie suszonej krzemionki po wymywaniu alkalicznym Rysunek 6. Zależność szybkości reakcji od temperatury na katalizatorach zawierających różne ilości wanadu przy stosunku K2O/V2O5 wynoszącym 2,5 wytworzonych na bazie prażonej krzemionki po wymywaniu alkalicznym 58 Rafał Motała, Piotr Grzesiak, Marcin Grobela, Tadeusz Hłyń, Joanna Łukaszyk Rysunek 7. Zależność szybkości reakcji od temperatury na katalizatorach zawierających różne ilości wanadu przy stosunku K2O/V2O5 wynoszącym 2,5 wytworzonych na bazie suszonej krzemionki po wymywaniu kwaśnym Podobnie przy zawartości 7% V2O5 i  10,8% K2O w  katalizatorze (P93 – tab. 7) szybkości reakcji utleniania SO2 na katalizatorze wytworzonym na bazie suszonej krzemionki odzyskanej na drodze wymywania 5% roztworem H2SO4 są wyższe o  około 4,3% od szybkości reakcji na katalizatorze wytworzonym na bazie krzemionki odzyskanej na drodze wymywania alkalicznego 15% roztworem KOH (P33 – tab. 5) – rysunek 10. Gorsze właściwości katalityczne katalizatorów wytworzonych na bazie krzemionki odzyskanej poprzez wymywania alkaliczne są najprawdopodobniej związane z  obecnością związków żelaza w  krzemionce pochodzących ze zużytego katalizatora. Nie zostały one całkowicie wymyte, dlatego ich obecność może zmieniać niekorzystnie strukturę fazy aktywnej katalizatora. Badania wykazały wpływ obróbki krzemionki na właściwości katalityczne katalizatorów, niezależnie od sposobu wymywania składników fazy aktywnej – tabela 5,6 i 7,8. Obróbka termiczna przez prażenie krzemionki w 400oC wpływa korzystnie na właściwości katalityczne układów katalitycznych. Szybkości reakcji utleniania SO2 w  temperaturach standardowych 420oC i  480oC na katalizatorach zawierających 7% V2O5 i 10,8% K2O posiadały wyższą aktywność katalityczną od katalizatorów wytworzonych na bazie krzemionki suszonej – rysunki 11,12. 59 Badanie szybkości reakcji utleniania so2 na katalizatorze wytworzonym ze zużytych mas... Rysunek 8. Zależność szybkości reakcji od temperatury na katalizatorach zawierających różne ilości wanadu przy stosunku K2O/V2O5 wynoszącym 2,5 wytworzonych na bazie prażonej krzemionki po wymywaniu kwaśnym Rysunek 9. Zależność szybkości reakcji od temperatury na katalizatorze zawierającym 5% V2O5 i 7,7% K2O 60 Rafał Motała, Piotr Grzesiak, Marcin Grobela, Tadeusz Hłyń, Joanna Łukaszyk Rysunek 10. Zależność szybkości reakcji od temperatury na katalizatorze zawierającym 7% V2O5 i 10,8% K2O Rysunek 11. Zależność szybkości reakcji w  temperaturach standardowych od sposobu obróbki krzemionki wymywanej roztworem alkalicznym na katalizatorach zawierających 7% V2O5 i 10,8% K2O 61 Badanie szybkości reakcji utleniania so2 na katalizatorze wytworzonym ze zużytych mas... Zróżnicowanie szybkości reakcji w  zależności od sposobu obróbki nośnika nie jest duże, jednak występuje niezależnie od składu fazy aktywnej. Większe zróżnicowanie szybkości reakcji występuje przypadku katalizatorów wytworzonych na bazie krzemionki odzyskanej poprzez wymywanie alkalicznego (rysunek 11), nieznaczne w  przypadku katalizatorów wytworzonych na bazie krzemionki odzyskanej poprzez wymywanie kwaśne – rysunek 12. Rysunek 12. Zależność szybkości reakcji w  temperaturach standardowych od sposobu obróbki krzemionki wymywanej roztworem kwaśnym na katalizatorach zawierających 7% V2O5 i 10,8% K2O Badania wykazały wpływ składu i objętości fazy aktywnej na właściwości katalizatorów wytworzonych na bazie krzemionki odzyskanej ze zużytych katalizatorów w całym badanym zakresie temperaturowym – rysunki 13-15. 62 Rafał Motała, Piotr Grzesiak, Marcin Grobela, Tadeusz Hłyń, Joanna Łukaszyk Rysunek 13. Zależność szybkości reakcji utleniania SO2 w temperaturach standardowych od objętości fazy aktywnej na katalizatorach zawierających 5% V2O5. SiO2s – krzemionka suszona, SiO2p – krzemionka prażona Rysunek 14. Zależność szybkości reakcji utleniania SO2 w temperaturach standardowych od objętości fazy aktywnej na katalizatorach zawierających 6% V2O5. SiO2s – krzemionka suszona, SiO2p – krzemionka prażona 63 Badanie szybkości reakcji utleniania so2 na katalizatorze wytworzonym ze zużytych mas... Rysunek 15. Zależność szybkości reakcji utleniania SO2 w temperaturach standardowych od objętości fazy aktywnej na katalizatorach zawierających 7% V2O5. SiO2s – krzemionka suszona, SiO2p – krzemionka prażona Ze wzrostem zawartości wanadu w  katalizatorach szybkości reakcji wzrastały, przy czym charakter tego wzrostu był uzależniony od objętości fazy aktywnej. Dla katalizatorów zawierających 5% V2O5 szybkości reakcji wzrastały ze wzrostem stosunku K2O/V2O5 od 2 do 3. Oznacza to, że optymalny stosunek K2O/V2O5 dla katalizatorów o 5% zawartości V2O5 wynosił 3/1. Optymalny stosunek K2O/V2O5 dla katalizatorów zawierających 6% V2O5 wynosił 2,5/1, natomiast dla katalizatorów zawierających 7% V2O5 optymalny stosunek K2O/V2O5 wynosi 2,0/1. Większa objętość fazy aktywnej była już zbyt duża w  stosunku do właściwości zastosowanego nośnika, co pogarszało jego właściwości katalityczne. Badania wykazały wpływ składu fazy aktywnej i  obróbki krzemionki na aktywność układów katalitycznych wytworzonych na bazie krzemionki odzyskanej ze zużytych katalizatorów wanadowych – rysunek 16,17. Ze wzrostem zawartości wanadu w katalizatorach szybkości reakcji wzrastały, przy czym charakter tego wzrostu był uzależniony od składu fazy aktywnej. 64 Rafał Motała, Piotr Grzesiak, Marcin Grobela, Tadeusz Hłyń, Joanna Łukaszyk Rysunek 16. Zależność szybkości reakcji utleniania SO2 w temperaturze 420oC od składu fazy aktywnej Rysunek 17. Zależność szybkości reakcji utleniania SO2 w temperaturze 480oC od składu fazy aktywnej Dla katalizatorów zawierających 5% V2O5 szybkości reakcji wzrastały ze wzrostem stosunku K2O/V2O5 od 2 do 3, a zróżnicowanie szybkości w zależności od zastosowanej obróbki nośnika było widoczne niezależnie od temperatury. Przy 65 Badanie szybkości reakcji utleniania so2 na katalizatorze wytworzonym ze zużytych mas... zawartości wanadu 6% V2O5 szybkości reakcji wzrastały ze wzrostem stosunku K2O/V2O5 od 2 do 2,5, przy czym zróżnicowanie szybkości w zależności od zastosowanej obróbki nośnika było już mniejsze w obu temperaturach. Natomiast dla katalizatorów zawierających 7% V2O5 optymalna stosunek (objętość fazy aktywnej) był najmniejszy i wynosił 2,0/1. Przy wyższym stosunku K2O/V2O5 szybkość reakcji malały co oznacza, że objętość fazy aktywnej jest już zbyt duża w stosunku do właściwości zastosowanego nośnika. Zróżnicowanie szybkości reakcji było najmniejsze i zależy od zawartości wanadu w katalizatorze. 5. MOŻLIWOŚĆ ZMNIEJSZENIA ZANIECZYSZCZENIA ŚRODOWISKA Badania wykazały, że krzemionka odzyskana ze zużytych mas wanadowych posiada inną strukturę porowatą od krzemionki naturalnej, a wpływ na strukturę i rozkład wielkości cząstek ma zastosowana obróbka nośnika. Badania wykazały wpływ sposobu wymywania i  obróbki krzemionki aktywnej odzyskanej ze zużytych mas wanadowych oraz składu i objętości fazy aktywnej na aktywność układów katalitycznych wytworzonych na bazie krzemionki z odzysku. Badania wykazały także wpływ zanieczyszczenia krzemionki związkami żelaza na aktywność katalityczną katalizatorów. Oznacza to w przypadku zastosowania krzemionki z odzysku do produkcji świeżego katalizatora konieczność optymalizowania składu i  objętości fazy aktywnej uwzględniającej właściwości i  strukturę porowatą nośnika oraz zawartość związków żelaza. Dla katalizatorów wyprodukowanych na bazie krzemionki z  odzysku posiadających optymalny skład fazy aktywnej muszą zostać wyznaczone parametry kinetyczne reakcji utleniania SO2 jako zależność f=f(t) i  f=(x) w całym zakresie temperatur i przemian, niezbędnych do obliczenia rozkładu katalizatora na poszczególnych półkach aparatu kontaktowego i jego nadmiaru, uwzględniających długość cyklu produkcyjnego strategię produkcyjną danego zakładu. Przez optymalizację rozkładu katalizatora i jego nadmiaru na poszczególnych półkach można uzyskać gwarancję minimalizowania emisji związków siarki do atmosfery i zmniejszenia zanieczyszczenia środowiska naturalnego. Obliczenia rozkładu i nadmiarów katalizatora należy dokonać za pomocą programu obliczeniowego RK-AJPG-2012 opracowanego specjalnie pod potrzeby optymalizacji rozkładu katalizatora w oparciu o rzeczywiste parametry kinetyczne procesu. Takie postępowanie gwarantuje dotrzymanie poziomu emisję związków siarki z  fabryk kwasu siarkowego w  cały cyklu produkcyjnym zgodnie 66 Rafał Motała, Piotr Grzesiak, Marcin Grobela, Tadeusz Hłyń, Joanna Łukaszyk z Dyrektywą UE IED dotyczącą emisji przemysłowych i gwarantuje poprawę stanu środowiska objętego oddziaływaniem tego przemysłu. 6. WNIOSKI 1. Krzemionka odzyskana ze zużytych katalizatorów posiada inną charakterystykę porowatą od krzemionki naturalnej, a jej właściwości zależą od sposobu wymywania składników aktywnych i  obróbki nośnika. 2. Badania wykazały, że wymywanie roztworem kwaśnym składników aktywnych ze zużytych mas wanadowych jest korzystniejsze, najprawdopodobniej z względu na lepsze wymycie związków żelaza. 3. Badania wykazały mały wpływ obróbki termicznej krzemionki na aktywność katalityczną katalizatorów w  reakcji utleniania SO2 w stosunku do krzemionki bez obróbki termicznej (suszonej) niezależnie od skład i objętość fazy aktywnej. 4. Szybkości reakcji utleniania SO2 są wyższe na katalizatorach wytworzonych na krzemionce po obróbce termicznej w  stosunku do katalizatorów wytworzonych na krzemionce jedynie wysuszonej, niezależnie od zawartości wanadu w  katalizatorach i  składu fazy aktywnej. 5. Wpływ na aktywność katalizatorów wytworzonych na bazie krzemionki odzyskanej ze zużytych mas wanadowych ma skład i  objętość fazy aktywnej, które muszą zostać dobrane do właściwości użytego nośnika i uwzględniać jego właściwości fizyczne. 6. Można stosować krzemionkę odzyskaną ze zużytych mas wanadowych pochodzących z  instalacji typu siarkowego po wymywaniu 5% roztworem H2SO4 i 15% roztworem KOH. Krzemionka po wymywaniu musi być przemyta wodą, wysuszona w  temperaturze 120oC i wyprażona. Badania zostały sfinansowane ze środków Narodowego Centrum Nauki LITERATURA 1. Grzesiak P., Schroeder G., „Kwas siarkowy(VI), technologia, ekologia, analityka, ekonomia”, Wydawnictwo UAM, Poznań 1999. ISBN 83– 904685–6–5 2. Grzesiak P., „Kwas siarkowy”, Tom 6 „Metody oceny właściwości katalizatorów wanadowych do utleniania SO2