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- 廢棄物檢測 -
微波萃取技術應用於土壤中高碳數(C10-C40)之分析 Analyzing highly contaminated C10-C40 soil using microwave extraction technology
微波萃取技術應用於土壤中高碳數(C10-C40)之分析 Analyzing highly contaminated C10-C40 soil using microwave extraction technology 董秀華/正修科技大學環境毒物與新興污染物研究中心 索式萃取法為發展已久的傳統萃取法，因萃取效果佳。常用來萃取固體中酯類化合物，萃取時間長及使用大量有機溶劑為其缺點，在以往的數年中，人們做了多種嘗試找到一種高效、快捷的方法以取代傳統的萃取法。 微波試樣製備系統及微波萃取法的研究進展，顯現出微波萃取有其發展優勢。樣品經由微波萃取之高溫高壓提升其效率，大大提高生產力，相較傳統萃取技術(如索式萃取法或超音波萃取法)，分析速度更快，溶劑消耗明顯減少，以達到綠色環保。 實驗室目前以微波萃取法取代傳統的索式萃取法分析土壤中高碳數化合物，藉由微波萃取法高效的前處理技術，達到縮短萃取時間、減少溶劑使用量及得到有效準確的數據為目的進行實驗分析。
再生粒料環境用途溶出程序
再生粒料環境用途溶出程序 Dissolution program for environmental use of recycled pellets 謝雨靜/正修科技大學環境毒物與新興污染物研究中心 楊嘉雯/正修科技大學環境毒物與新興污染物研究中心 再生粒料包括垃圾焚化爐燃燒後的底渣、煉鋼過程產生的爐碴（轉爐石、氧化渣、還原渣）。以往這些粒料之再利用流向未嚴格管控，造成廠商任意棄置或違法使用，因此環保署及經濟部分別就底渣及爐渣建立品質驗證制度，並從源頭到終端全程管理。以底渣為例，要求由各縣市環保局統一供料，並於每批再生粒料出廠時出具檢驗合格證明，確保所提供之底渣均為合格材料。 再生材料運用於公共工程已有許多先進國家廣泛使用，國內也有具體實證成效，例如各縣市公共工程將轉爐石運用於道路鋪面，可節省工程經費及延長使用年限2.5倍，且具有低磨損、高抗滑性、提升承載力與平坦度，減少噪音量等優點。正確使用再生材料，可兼顧環保及工程品質，達到愛護地球、妥善利用資源的目標。本文即是根據 NIEA R222/R317/M105方法介紹本中心實驗室之檢驗技術及數據探討。 儀器及藥品 1.萃取容器：塑膠材質製成之含蓋圓筒狀容器。 2.攪拌裝置：轉速50 rpm至500 rpm，攪拌葉片為以不溶出或不吸附待測物之材質。 3.濾膜：濾膜孔徑0.45μm。 4.微波消化系統 5.感應耦合電漿質譜儀 6.多元素金屬標準品 7.萃取液製備：試劑水以0.5%鹽酸或0.1N氫氧化鈉調整pH值，使其介於5.8至6.3內。 樣品前處理 1.將混合均勻樣品通過9.5 mm 標準篩網，再秤取約100g過篩後樣品薄鋪於萃取容器底部倒入1000 mL萃取液於萃取容器中以攪拌裝置攪拌6小時。萃取完成後再以0.45 μm濾膜過濾，收集萃出液測量pH值並紀錄。 2.取部分萃出液置於微波管中添加適當比例之酸液混合均勻微波消化。微波消化完畢後取部分消化溶液以0.45μm濾膜過濾，即可以ICP-MS上機分析 3.儀器分析條件 感應耦合電漿質譜儀法： 1.樣品上機前：需先進行消化前處理，儀器調校，檢量線配製，初始檢量線查核與內標液配製。 2.儀器開機前：需先開啟抽氣設備，氬氣以及冷卻循環機，點燃後暖機30分鐘以上，始可進行調機動作。 3.儀器調校：根據儀器廠商建議之調校規範進行儀器調校。 品管樣本分析結果 1.空白樣本：分析結果如表1，由15組空白樣品分析之平均值皆低於方法偵測極限。由表1與表2可知實驗室方法偵測極限亦遠低於管制標準。 2.重複樣品：分析結果如表3，由15組樣品所統計之重複相對差異百分比之平均值為1.5~4.8 %，RSD為1.0~3.5 %。 3.查核樣品回收率：分析結果如表4，由15組樣品所統計之查核樣品回收率平均值為94.7~102.9 %，RSD為3.4~6.0 %。由表可知汞元素(平均值為94.7 %)之準確度為最差，汞元素(RSD為6.0 %)之精密度為最差。 4.添加樣品回收率：分析結果見表5，由15組樣品所統計之添加樣品回收率平均值為94.3~103.2%，RSD為4.2~6.5 %。由表可知汞元素(平均值為94.3 %)之準確度為最差，鎘元素(RSD為6.5 %)之精密度為最差。 本中心以感應耦合電漿質譜儀法分析再生粒料之優點: 1.可以一次滿足所有管制元素的分析，無需分不同前處理方法及不同種類儀器分析。(例如:分析砷和汞元素須採用不同的前處理方法，其餘金屬再使用微波消化處理。且分析砷和汞元素必須採用AA分析，其他金屬再採用ICP-OES分析) 2.因感應耦合電漿質譜儀法靈敏度高、動態範圍寬闊、測試速度快、低偵測極限，能滿足再生粒料品質及環境用途標準之第一級標準(見表2)。 因此本中心採用感應耦合電漿質譜儀法分析再生粒料金屬含量能讓分析一次到位、節省時間成本與提高數據之準確度。 審稿者：廖珮君/正修科技大學環境毒物與新興污染物研究中心 參考文獻 再生粒料環境用途溶出程序：NIEA R222.10C。 事業廢棄物萃出液中元素檢測方法－微波輔助酸消化法：NIEA R317.11C。 感應耦合電漿質譜法：NIEA M105.01B。
新穎的類Fenton法-奈米級施威特曼石催化過氧化氫
新穎的類Fenton法－奈米級施威特曼石催化過氧化氫 A novel Fenton-like Process: Hydrogen Peroxide Catalyzed by Nanoscale Schwertmannite 王智龍 博士/正修科技大學環境毒物與新興污染物研究中心 新穎的類Fenton法主要係將過去經常使用之鐵氧化物 (例如：針鐵礦、纖鐵礦及磁鐵礦)，改以新穎之奈米級施威特曼石進行取代。施威特曼石係由Bigham et al. (1990) 首次發現存在於富含鐵硫酸根及氧化反應的酸性礦場廢排水 (Acid Mine Drainage) 中的一種羥基硫酸高鐵礦物，其化學式為[Fe8O8(OH)x(SO4)y，其中x = 8–2y及1 < y < 1.75]，其適合生成pH值為2.5-4 (Wang et al., 2013)。此礦物於1994年獲得「國際礦物學協會新礦物及礦物命名委員會」同意認定為新礦物且將其命名為 “Schwertmannite” (Bigham et al., 1994)，後來，由黃蘊慧等人 (1999) 將該礦物中文名稱譯為「施威特曼石」，又稱「施氏礦物」。許多研究 (Bigham et al., 1996; Regenspurg et al., 2004; Schwertmann and Carlson, 2005) 發現，施威特曼石會隨著pH值升高而轉化為針鐵礦 (α-FeOOH)，因而釋放出大量H+，改變環境中的pH值。Schwertmann and Carlson (2005) 研究顯示，施威特曼石於pH = 7.2的去離子水中，需要100天以上才能完全轉化為針鐵礦，但若存在於pH = 6的酸性礦場廢排水中，即使經過543天，仍無法完全轉化為針鐵礦 (Jönsson et al., 2005)。 近10餘年來，許多學者採用化學合成方法來合成施威特曼石，例如：FeCl3、Fe(NO3)3 及Fe2(SO4)3之水解法 (Bigham et al., 1996; Šubrt et al., 1999; Loan et al., 2005)，及亞鐵鹽 (例如：FeSO4) 的過氧化氫氧化法 (Regenspurg et al., 2004)。過去，許多處理水中重金屬的相關研究指出，施威特曼石具有175-225 m2/g的比表面積 (Bigham et al., 1990; Regenspurg et al., 2004)，且含有大量的羥基及硫酸根等官能基團，故可以吸附及共沉澱許多重金屬離子，並使其發生去活化現象 (Jönsson et al., 2005; Waychunas et al., 2005)，進而亦可用以控制水體中有毒重金屬之溶解及遷移 (Bigham et al., 1990; Schwertmann et al., 2005; Swedlund and Webster, 2001; Fukushi et al., 2003; Casiot et al., 2005; Jönsson et al., 2005)。 直到2013年，Wang et al.的研究指出，自行合成之奈米級施威特曼石於含酚污染物之高鹽分廢水中，其溶出的Fe3+可催化過氧化氫產生OH·來降解酚污染物，其去除效果遠勝於奈米級針鐵礦，且重複使用後，奈米級施威特曼石會因結構崩塌而轉化成奈米級針鐵礦，得以延長其使用壽命，且繼續進行類Fenton反應。2014年楊金鐘等人首次利用奈米級施威特曼石催化過氧化氫去除河川底泥中鄰苯二甲酸酯類及藥物類污染的瓶杯試驗中，於5日反應時間後，河川底泥中之鄰苯二甲酸二丁酯 (DnBP)、鄰苯二甲酸二(2-乙基己基)酯 (DEHP)、鄰苯二甲酸二異壬酯 (DiNP) 及乙醯胺酚 (ACE) 去除率分別可達到94%、56%、53%及100%，於2016年 (Yang et al.) 利用電動力法輔助新穎的類Fenton法，應用於典寶溪底泥中鄰苯二甲酸酯類及藥物類的新穎組合式整治技術開發，亦成功將底泥中鄰苯二甲酸酯類及藥物類予以降解，整治28日期程之去除率分別為70-99%及100%。 審稿者：黃建二 博士/正修科技大學環境毒物與新興污染物研究中心 參考文獻： Bigham, J. M., L. Carlson, and E. Murad, “Schwertmannite, a new iron oxyhydroxysulfate from Pyhasalmi, Finland and other localities” Mineralogical Magazine, Vol. 58, pp. 641-648 (1994). Bigham, J. M., U. Schwertmann, and G. Pfab, “Influence of pH on mineral speciation in a bioreactor simulating acid mine drainage” Applied Geochemistry, Vol. 11, pp. 845-849 (1996). Bigham, J. M., U. Schwertmann, L. Carlson, and E. Murad, “A poorly crystallized oxyhydroxysulfate of iron formed by bacterial oxidation of Fe(II) in aid mine waters” Geochimica et Cosmochimica Acta, Vol. 54, pp. 2743-2758 (1990). Casiot, C., S. Lebrun, and G. Morin, “Sorption and redox processes controlling arsenic fate and transport in a stream impacted by acid mine drainage” Science of the Total Environment, Vol. 347, pp. 122-130 (2005). Fukushi, K., M. Sasaki, and T. Sato, “A naturat attenuation of arsenic in drainage from an abandoned arsenic mine dump” Applied Geochemistry, Vol. 18, pp. 1267-1278 (2003). Jönsson, J., P. Persson, and S. Sjöberg, “Schwertmannite precipitated from acid mine drainage: Phase transformation, sulfate release and surface properties” Applied Geochemistry, Vol. 20, pp. 179-191 (2005). Loan, M., W. R. Richmonda, and G. M. Parkinson, “On the crystal growth of nanoscale schwertmannite” Journal of Crystal Growth, Vol. 275, pp. e1875-e1881 (2005). Regenspurg, S., A. Brand, and S. Peiffer, “Formation and stability of schwertmannite in acid mining lakes” Geochimica et Cosmochimica Acta, Vol. 68, pp. 1185-1197 (2004). Schwertmann, U. and L. Carlson, “The pH-dependent transformation of schwertmannite to goethite at 25℃” Clay Minerals, Vol. 40, pp. 63-66 (2005). Šubrt, J., J. Boháček, V. Štengl, T. Grygar, and P. Bezdička, “Uniform particles with a large surface area formed by hydrolysis of Fe2(SO4)3 with urea” Materials Research Bulletin, Vol. 34, pp. 905-914 (1999).