particles,such as silica gel or alu

particles,
such as silica gel or alumina, than on darker particles,
such as carbon black. For example, anthracene has a halflife
of 0.5 h on alumina and 310 h on carbon black [110].
As in microbial degradation, photodegradation reactions
depend heavily on the structure of the PAH being degraded.
In general, linear, 2-ring, and some clustered PAHs degrade
rapidly under direct light. Angular PAHs (e.g., phenanthrene
and dibenz(a,h)anthracene) is the slowest in degradation. This
is mainly because they are the most structurally stable molecules
[111]. Furthermore, photolysis tends to be more effective
for low molecular weight compounds, such as naphthalene,
because these compounds are more bioavailable and will have
longer exposure times to sunlight [111]. Finally, PAH molecules,
when they are sorbet to fly ash particles, may be deposited
inside the fly ash pore structure. When this occurs, the
portion of the PAHs in the pore structure becomes shielded
from sunlight which stops photolytic reactions from occurring
[112]. Other methods of PAH degradation appear less frequently
in the scientific literature than microbial degradation
and photolysis. Often chemical oxidation is included as a
subsection of articles on biodegradation and photolysis.
6.1.3. Chemical degradation
Chemical oxidation appears to be a minor PAH degradation
mechanism under most environmental conditions. In the case
of chemical oxidation, either naturally or as part of treatment
technologies [113], the rates of PAH oxidation depend on
several properties of the system. The molecular weight and
structure of the compound, its physical state, temperature,
and the strength of the oxidizing agent all impact the outcome.
It was reported that chemical treatment and/or physical treatment
could remove PAHs efficiently from surface water [114].
Alebic–Juretic et al. reported that fluoranthene was the most
stable of the PAHs tested for oxidation by ozone [115]. This
could be one reason why fluoranthene is often present in high
concentrations in the soil data reviewed. Zhang et al. also
reported that the synergistic effect of UV irradiation and
TiO2 or ZnO catalysis was efficient for degradation of PAHs
in contaminated soil [116,117]. Iron oxides and oxalic acid
can set up a photo-Fenton-like system without additional
H2O2 in solid phase to enhance the photodegradation of
pyrene under UV irradiation [118]. On the other hand,
sono-chemical degradation of PAHs using high frequency of
ultrasound was also investigated [119,120].
6.2. Removal of PAHs from atmosphere
PAHs are removed from the atmosphere either by dry deposition
or wet deposition, as well as degradation by various pathways
[89–91].
6.2.1. Dry deposition
Dry deposition occurs when PAHs sorbet to atmospheric
particles settle to earth in the absence of precipitation as shown
in Fig. 6 [108,121–123]. Dry deposition rates vary depending
on the specific properties of the PAH, sorbent particle, and
atmospheric conditions. For example, large particles will tend
to settle faster than small particles because large particles tend
to be heavier than smaller particles. Such heavier particles
require stronger atmospheric currents to keep them suspended
as compared to small particles. Therefore, atmospheric

Kết quả (Việt) 1:

hạt,chẳng hạn như silica gel hay alumina, hơn ngày tối hơn hạt,chẳng hạn như cacbon màu đen. Ví dụ, anthracene có một halflifecách 0.5 h trên nhôm và 310 h trên cacbon đen [110].Như trong suy thoái của vi khuẩn, phản ứng photodegradationphụ thuộc rất nhiều vào cấu trúc của PAH bị suy thoái.Nói chung, tuyến tính, 2 chiếc nhẫn, và một số nhóm PAHs làm suy thoáinhanh chóng dưới ánh sáng trực tiếp. Góc PAHs (ví dụ: isoquinolinvà dibenz(a,h)anthracene) là chậm nhất trong suy thoái. Điều nàychủ yếu là vì họ là ổn định nhất cấu trúc phân tử[111]. ngoài ra, photolysis có xu hướng có hiệu quả hơncho hỗn hợp trọng lượng phân tử thấp, chẳng hạn như naphthalene,bởi vì các hợp chất là thêm bioavailable và sẽ cócòn lần tiếp xúc với ánh sáng mặt trời [111]. Cuối cùng, các phân tử PAH,khi họ là sorbet để fly ash hạt, có thể được gửibên trong tro bay lỗ chân lông cơ cấu. Khi điều này xảy ra, cácphần của PAHs trong cấu trúc lỗ chân lông trở nên bơm xăngtừ ánh sáng mặt trời mà dừng lại các phản ứng photolytic xảy ra[112]. các phương pháp khác PAH suy thoái xuất hiện ít thường xuyên hơntrong các tài liệu khoa học hơn so với sự suy thoái của vi khuẩnvà photolysis. Quá trình oxy hóa hóa học thường được bao gồm như là mộtTiểu mục các bài viết về phân và photolysis.6.1.3. hóa chất suy thoáiQuá trình oxy hóa hoá học dường như là một sự suy thoái PAH nhỏcơ chế dưới hầu hết điều kiện môi trường. Trong trường hợphóa chất oxy hóa, tự nhiên hoặc như một phần của điều trịcông nghệ [113], tỷ giá PAH oxy hóa phụ thuộc vàomột số đặc tính của hệ thống. Trọng lượng phân tử vàcấu trúc của hợp chất, trạng thái vật lý của nó, nhiệt độ,và sức mạnh của tác nhân ôxi hóa tất cả ảnh hưởng đến kết quả.Nó đã được báo cáo rằng điều trị hóa chất và/hoặc vật lý trịcó thể loại bỏ các PAHs hiệu quả từ nước mặt [114].Alebic-Juretic et al. thông báo rằng fluoranthene đã nhiều nhấtổn định của các PAHs thử nghiệm cho quá trình oxy hóa bởi ôzôn [115]. Điều nàycó thể là một trong những lý do tại sao fluoranthene thường hiện diện trong caonồng độ trong đất dữ liệu được nhận xét. Trương et al. cũngbáo cáo rằng hiệp đồng tác dụng của bức xạ UV vàTiO2 ZnO xúc tác là hiệu quả cho sự suy thoái của PAHstrong đất bị ô nhiễm [116,117]. Sắt oxit và axit oxaliccó thể thiết lập một hệ thống ảnh Fenton, như không có bổ sungH2O2 ở pha rắn để tăng cường photodegradation củaPyrene dưới bức xạ UV [118]. Mặt khácSono hóa sự suy thoái của PAHs sử dụng tần số cao củasiêu âm là tra [119,120].6.2. loại bỏ các PAHs từ khí quyểnPAHs được gỡ bỏ từ khí quyển hoặc là do khô lắng đọnghoặc lắng đọng ướt, cũng như sự thoái hóa của con đường khác nhau[89-91].6.2.1. khô lắng đọngLắng đọng khô xảy ra khi PAHs sorbet để trong không khíhạt giải quyết đến trái đất trong sự vắng mặt của mưa như được hiển thịtrong hình 6 [108,121-123]. Khô lắng đọng tỷ giá thay đổi tùy thuộctrên các thuộc tính cụ thể của PAH, hạt sorbent, vàđiều kiện khí quyển. Ví dụ, hạt lớn sẽ có xu hướngđể giải quyết nhanh hơn so với các hạt nhỏ bởi vì các hạt lớn có xu hướngphải nặng hơn hạt nhỏ hơn. Những hạt nặng hơnyêu cầu mạnh mẽ hơn dòng không khí để giữ cho chúng bị đình chỉso với các hạt nhỏ. Vì vậy, trong không khí

Kết quả (Việt) 2:

hạt,
chẳng hạn như gel silica hoặc nhôm, hơn trên các hạt sẫm màu hơn,
chẳng hạn như carbon đen. Ví dụ, anthracene có halflife
0.5 h trên alumina và 310 h trên carbon đen [110].
Như trong suy thoái của vi sinh vật, phản ứng thoái quang
phụ thuộc rất nhiều vào cấu trúc của PAH bị giảm.
Nói chung, tuyến tính, 2 chiếc nhẫn, và một số PAHs clustered làm suy giảm
nhanh chóng dưới ánh sáng trực tiếp. Góc PAHs (ví dụ, phenanthrene
và dibenz (a, h) anthracene) là chậm nhất trong suy thoái. Điều này
chủ yếu là bởi vì họ là những cấu trúc phân tử ổn định nhất
[111]. Hơn nữa, quang phân có xu hướng để có hiệu quả hơn
đối với các hợp chất có phân tử lượng thấp, chẳng hạn như naphthalene,
bởi vì những hợp chất sinh học nhiều hơn và sẽ có
thời gian phơi sáng lâu hơn để ánh sáng mặt trời [111]. Cuối cùng, các phân tử PAH,
khi họ là kem để bay hạt tro, có thể tích tụ
bên trong các cấu trúc tro bay lỗ chân lông. Khi điều này xảy ra, các
phần của PAHs trong cấu trúc lỗ chân lông bị che chắn
khỏi ánh sáng mặt trời mà dừng phản ứng photolytic xảy ra
[112]. Các phương pháp khác của suy thoái PAH xuất hiện ít thường xuyên
trong các tài liệu khoa học hơn suy thoái của vi sinh vật
và quang phân. Thường thì quá trình oxy hóa hóa học được bao gồm như là một
tiểu mục các bài viết về phân hủy sinh học và quang phân.
6.1.3. Hóa chất phân hủy
oxy hóa hóa học dường như là một sự xuống cấp PAH nhỏ
cơ chế trong hầu hết các điều kiện môi trường. Trong trường hợp
của quá trình oxy hóa, hoặc là tự nhiên hoặc là một phần của điều trị
công nghệ [113], tỷ lệ oxy hóa PAH phụ thuộc vào
một số tài sản của hệ thống. Trọng lượng phân tử và
cấu trúc của hợp chất, trạng thái vật lý của nó, nhiệt độ,
và sức mạnh của các tác nhân oxy hóa tất cả các tác động đến kết quả.
Nó đã được báo cáo rằng điều trị hóa chất và / hoặc điều trị vật lý
có thể loại bỏ PAHs hiệu quả từ nước mặt [114].
Alebic -Juretic et al. báo cáo rằng fluoranthene là nhất
ổn định của PAHs được thử nghiệm cho quá trình oxy hóa của ozone [115]. Đây
có thể là một lý do tại sao fluoranthene thường xuất hiện ở độ cao
nồng độ trong các dữ liệu đất xem xét. Zhang et al. cũng
báo cáo rằng các tác dụng hiệp đồng của tia UV và
TiO2 hoặc ZnO xúc tác được hiệu quả cho sự xuống cấp của PAHs
trong đất bị ô nhiễm [116.117]. Sắt oxit và axit oxalic
có thể thiết lập một hình ảnh Fenton giống như hệ thống mà không cần thêm
H2O2 trong pha rắn để tăng cường sự suy thoái quang của
pyrene dưới tia cực tím chiếu xạ [118]. Mặt khác,
sự suy thoái sono-hóa học của PAHs sử dụng tần số cao của
siêu âm cũng đã được nghiên cứu [119.120].
6.2. Loại bỏ các PAHs từ bầu không khí
PAHs được loại bỏ khỏi bầu không khí bằng cách lắng đọng khô
hoặc lắng đọng ướt, cũng như suy thoái bởi các con đường khác nhau
[89-91].
6.2.1. Khô lắng
đọng khô xảy ra khi PAHs Sorbet đến khí quyển
các hạt lắng xuống trái đất trong trường hợp không mưa như thể hiện
trong hình. 6 [108,121-123]. Tỷ lệ lắng đọng khô khác nhau tùy thuộc
vào các tính chất cụ thể của PAH, hạt chất hấp thụ, và
điều kiện khí quyển. Ví dụ, hạt lớn sẽ có xu hướng
giải quyết nhanh hơn so với các hạt nhỏ bởi vì các hạt lớn có xu hướng
nặng hơn so với các hạt nhỏ hơn. Các hạt nặng như vậy
đòi hỏi các dòng không khí mạnh mẽ hơn để giữ cho chúng được treo
so với các hạt nhỏ. Do đó, không khí