氟铃脲水解与土壤降解研究

采用室内模拟方法,研究了东北黑土、江西红壤和南京黄棕壤中氟铃脲在好气、渍水、灭菌条件下的降解特性及pH值、温度、Cu2+和表面活性剂十二烷基磺酸钠(SDS)对水解的影响。结果表明,氟铃脲的水解和土壤降解均符合一级动力学方程。氟铃脲在碱性条件下的水解速率比在中性和酸性条件下快。水解速率随温度升高而加快,平均温度效应系数为1.11。水解活化能与温度无相关性,活化熵与温度则显著相关。在35℃、pH值为9的条件下Cu2+显著促进氟铃脲水解,SDS则表现为抑制作用。氟铃脲在东北黑土中降解最快,其次是南京黄棕壤和江西红壤,不同处理条件下降解速率从大到小为渍水、好气、灭菌。氟铃脲在土壤中降解主要为微生物降解,厌氧微生物起重要作用。     

鱼藤酮在不同类型土壤中的降解

利用高效液相色谱法(HPLC)研究鱼藤酮在不同类型土壤(稻田土、菜田土和果园土)中的降解,并探讨土壤微生物、土壤含水量、紫外光照和土壤理化性质等因子对鱼藤酮降解的影响.结果表明,鱼藤酮在不同类型土壤中的降解符合一级动力学方程.避光条件下,鱼藤酮在稻田土(pH=5.5)、菜田土(pH=5.64)和果园土(pH=4.78)中的降解速率常数分别为0.164 5、0.147 8和0.120 3;鱼藤酮在灭菌菜田土中的半衰期为10.51 d,而在未灭菌菜田土中的降解半衰期为4.76 d.避光条件下,鱼藤酮在烘干的土壤中稳定.其半衰期为15,16 d;土壤含水量为田间饱和含水量的60%时,鱼藤酮半衰期为4.03 d;厌氧条件下,鱼藤酮半衰期为3.51 d.紫外光照也是加速鱼藤酮降解的重要因素,未接受紫外照射的土壤中的鱼藤酮半衰期为67.28 h,接受照射时仅为10.51 h.研究表明,鱼藤酮在土壤中的降解受微生物、紫外光照及土壤含水量的影响较大;土壤pH值越小,鱼藤酮滞留时间越长;此外,土壤理化性质也是影响鱼藤酮在土壤中滞留性的重要因子.本研究为正确评估鱼藤酮的环境安全性提供了依据.     

水分对典型天然性激素在我国东北黑土中降解的影响

通过室内培养试验研究了不同水分条件下,孕酮、雄烯二酮、17β-雌二醇、雌酮4种天然性激素在我国东北黑土中的降解情况。结果表明:4种激素在土壤中的降解符合一级动力学模型(R2=0.84~0.98,p0.01),降解速率常数为0.010 0~1.004 2 d-1;4种激素在灭菌土壤中的降解半衰期均远大于未灭菌土壤,分别为未灭菌土壤的24.7、20.1、49.5和23.6倍;微生物是影响孕酮、雄烯二酮、17β-雌二醇、雌酮在黑土中降解的主要因素;4种激素在不同含水量黑土中的降解半衰期为0.69~4.92 d,孕酮和雄烯二酮的降解速率随土壤含水量升高而加快;17β-雌二醇和雌酮的降解速率随土壤湿度增加而增加,但当土壤含水量达到淹水状态时,其降解速率受到抑制。     

新农药硫肟醚在土壤中降解的影响因子研究

在实验室条件下对新农药硫肟醚(O(3苯氧苄基)2甲硫基1(4氯苯基)丙基酮肟醚)在土壤中降解的影响因子进行了研究.结果表明,在20 d的培养时间内,随着土壤含水量的增加,硫肟醚的降解速率加快.当土壤含水量增加到80%(质量分数)时,其降解率达到最大(46.73%),然后随土壤含水量增加反而下降.随着土壤温度的升高,硫肟醚在土壤中的降解速率增加.30 ℃时降解速率达到最大(47.83%),以后温度继续升高,其降解速率呈现出下降趋势.在5～100 mg/kg的质量比范围内硫肟醚在土壤中的降解速率随其质量比的增加而提高;但当质量比继续增加时,硫肟醚的降解速率表现出下降趋势.硫肟醚在土壤中的降解遵循一级动力学方程,其在非灭菌与灭菌土壤中的降解速率常数k分别为8.106×10-3和1.63×10-3;半衰期分别为85.5 d和425.2 d.微生物对硫肟醚在土壤中的降解具有显著的影响.     

多溴联苯醚好氧降解菌GH10的筛选及降解特性研究

从污水处理厂活性污泥中筛选得到一株多溴联苯醚好氧降解菌,命名为GH10.根据菌株形态特征、生理生化特性、16S rDNA基因序列及系统发育树分析,鉴定为长野雷夫松氏菌(Leifsonia shinshuensis).该菌能够利用十溴联苯醚作为唯一碳源生长,它对十溴联苯醚的降解率用HPLC法测定.十溴联苯醚质量浓度为10～50 mg/L时,降解效果较好,在十溴联苯醚初始质量浓度为50 mg/L、温度为30℃、摇床转速为150 r/min的条件下避光培养5d,菌株GH10对十溴联苯醚的降解率可达到59.24％.降解十溴联苯醚的最适条件为温度30℃,pH值7.0,接种量10％,相同条件下添加外加碳源葡萄糖可提高其降解率到90.08％.通过对十溴联苯醚降解动力学的模拟发现,添加外加碳源葡萄糖可以将十溴联苯醚的半衰期从3.91 d缩短至1.45 d.     

精噁唑禾草灵水解的影响因素及降解途径研究

研究了精噁唑禾草灵(FE)在不同乙腈体积分数的缓冲液中,不同温度和pH值条件下的水解动力学.结果表明,FE在不同条件下的水解均符合一级动力学.随着乙腈体积分数降低和温度升高,FE水解速率加快;FE在pH = 6.0时水解速率最小,pH值增大或减小,水解速率均变大.建立了温度和pH值与速率常数的回归方程式,该方程能够用于预测FE在缓冲溶液中的水解半减期.气相色谱-质谱分析表明,在pH值为3～7的条件下,FE发生了唑基-氧-苯基醚键的断裂,生成了2-(4-羟基苯氧基)丙酸乙酯和6-氯苯并唑酮.     

UV-Fenton 体系氧化降解苯酚废水反应动力学研究

利用UV-Fenton高级氧化技术对苯酚废水进行了处理研究.通过半衰期法对苯酚的反应级数进行了探讨,确定其在UV-Fenton体系降解过程中的表观反应级数为3/2,并初步建立了苯酚UV-Fenton降解的动力学模型,并从反应速率系数着手探讨了污染物初始浓度、双氧水加入量、亚铁离子浓度及pH值对反应降解速率的影响.     

饮用水中微囊藻毒素臭氧降解效能及影响因素研究

对臭氧氧化去除饮用水中微囊藻毒素RR及LR的降解效能、反应动力学进行了试验研究,讨论了藻毒素初始质量浓度、pH值、羟基自由基(·OH)抑制剂(HCO-3)、溶解性有机碳(DOC)质量浓度对降解的影响.结果表明:整个降解过程符合一级动力学反应方程,降解速率常数与藻毒素初始质量浓度无关;pH值的升高、HCO-3和DOC的存在都会降低藻毒素的降解效率.在液相臭氧质量浓度为8.20 mg·L-1,pH=7.0,温度为(25±1) ℃,反应时间30 min的条件下,MC-RR降解速率常数k=7.80×102 min-1,去除率达90.0%;MC-LR降解速率常数k=1.06×101 min-1,去除率达96.3%.     

UV/H2O2催化氧化去除微囊藻毒素-LR

研究了UV/H2O2氧化降解微污染水体中微囊藻毒素MC-LR的效果,探讨了各种因素如H2O2浓度、pH值、光强、MC-LR浓度及反应时间对降解的影响.UV和H2O2氧化去除MC-LR具有协同作用,H2O2在UV照射下产生的羟基自由基对MC-LR有很强的氧化能力.MC-LR的降解过程可用准一级反应速率方程和二级反应速率方程拟合.反应速率常数随MC-LR的起始浓度增加而减少,反应半衰期随MC-LR的起始浓度增加而延长.在H2O2浓度为1.0 mmol/L、反应温度为(25.5±1)℃、pH值为6.8、光强2.5×104 lux及反应时间60 min的条件下,质量浓度为0.203 mg/L的MC-LR的去除率可以达到80.8%.结果表明,UV/H2O2氧化体系能有效地降解MC-LR.     

TiO2悬浆体系光催化降解酸性红B动力学分析

采用TiO2悬浆体系, 以高硼紫外灯为光源, 考察了酸性红B 光催化降解中溶液初始质量浓度、催化剂投加量、无机盐、空气通入量、pH 值对光催化降解速率影响.用Langmuir-hinshelwood 方程描述酸性红B光催化动力学行为. 结果表明:初始质量浓度增加, 反应由一级向零级过渡; 催化剂投加量在0.5～2.5 g/L时, 30 mg/L酸性红B一级反应速率常数与投加量成线性关系; 5种溶解性无机盐对光催化降解酸性红B存在抑制作用, 阴离子影响大于阳离子; 通入空气影响动力学行为, 改变反应级数.本实验在pH 值为3时光催化降解效果最佳, 且酸性条件下比碱性下条件效果更好;TiO2表面吸附能力随pH 值增大而减弱,光催化过程控制步骤在酸性和碱性条件不同.     

水溶液中壬基酚聚氧乙烯醚的UV/H2O2矿化试验

采用UV/H2O2催化氧化工艺进行水中壬基酚聚氧乙烯醚(NP-10)的降解和矿化试验,考察了H2O2投加量、溶液初始pH值、UV功率和反应温度对NP-10矿化效率的影响,并采用GC-MS对降解过程中间产物进行初步分析。结果表明:UV/H2O2体系能有效降解水溶液中的NP-10,在NP-10初始质量浓度为100.0mg/L、UV功率为45W、H2O2投加量为10.0mmol/L、溶液初始pH值为3.0、反应温度为25℃的条件下,20min时NP-10的去除率可达98.0%以上,240min时TOC去除率可达98.3%;NP-10的矿化过程符合拟一级动力学,矿化速率常数随光强和H2O2投加量的增加而增加,较低的pH值和较高的反应温度有助于NP-10的矿化;降解中间产物主要是酚类化合物;随着反应时间的增加,NP-10及其降解中间产物可以被完全矿化成CO2和H2O。     

气体二氧化氯的光降解规律研究

为研究气体二氧化氯的光降解规律,利用自行设计的光降解装置,考察不同波长光源、温度和气体二氧化氯初始质量浓度对其降解速率的影响,同时以暗室降解作为参比试验。结果表明:分别在365 nm紫外光、日光、254 nm紫外光以及400～700 nm荧光照射下,相同初始质量浓度的气体二氧化氯的降解速率逐渐下降;当温度在15～25℃范围变化时,相同初始质量浓度的气体二氧化氯的日光降解速率基本相同;不同质量浓度的气体二氧化氯在日光照射下,降解速率随气体质量浓度的增加而增大。因此,对气体二氧化氯的光降解起主要作用的波长是在365 nm附近的紫外光;温度对其降解速率基本没有影响;在日光照射下,气体二氧化氯的降解速率与质量浓度的一次方成正比,属于一级反应,其半衰期与初始质量浓度无关,仅与反应速率常数k有关,半衰期约为63 min。     

水稻、土壤和田水中氟啶脲残留检测与消解动态研究

为了解氟啶脲在水稻、土壤和田水中的消解动态及其残留状况,建立了氟啶脲在水稻、土壤和田水中的液相色谱检测方法,并在天津、浙江杭州和广西南宁开展了两年氟啶脲在水稻和土壤中消解动态规律和残留状况田间试验.结果表明,采用乙腈提取水稻稻米、稻壳和茎叶样品,丙酮提取土壤和田水样品,液相色谱仪带紫外检测器测定,外标法定量,在0.03～1 mg·kg-1添加水平范围内,水稻、土壤和田水中氟啶脲的平均添加回收率为84.94%～98.73%,变异系数为2.84%～9.44%;水稻、土壤和田水中氟啶脲的最小检出量为5.6×10-11 g,最低检出质量比为:茎叶0.01 mg·kg-1,稻壳0.01 mg·kg-1,稻米和土壤0.005 mg·kg-1,田水0.003 mg·kg-1.田间试验表明,氟啶脲在水稻、土壤和田水中残留消解动态规律符合方程Ct=C0e-kt;氟啶脲·三唑磷31%乳油在水稻茎叶、土壤和田水中的消解半衰期分别为6.27～7.83 d、5.28～7.36 d和6.01～7.06 d.最终残留试验结果表明,在水稻上手动喷雾施药氟啶脲·三唑磷31%乳油,按推荐剂量325.5 ga.i.·hm-2和1.5倍推荐剂量488.25 ga.i.·hm-2施药,兑水喷雾处理1～2次,两次施药间隔为7 d,距最后一次施药采收间隔期为35 d时,氟啶脲在水稻稻米和土壤中的残留量分别为ND～0.028 0 mg·kg-1和ND～0.014 8 mg·kg-1.参照日本"肯定列表制度"规定氟啶脲在稻米中的最大允许残留限量MRL值为0.05 mg·kg-1,按照1.5倍推荐剂量在水稻上施药1～2次,其有效成分之一氟啶脲在水稻稻米中残留是安全的.     

饮用水中卡马西平的臭氧和二氧化氯降解研究

采用臭氧(O3)和二氧化氯(ClO2)2种消毒方式对饮用水中卡马西平(CBZ)进行氧化降解,考察了不同影响因素(pH值、温度)条件下的氧化动力学,并通过对CBZ降解副产物的确定推测了2种消毒条件下CBZ的降解途径.结果表明,序批式条件下O3和ClO2对CBZ的降解均遵循二级反应动力学.pH值的升高对CBZ的O3和ClO2降解有负面效果;在10 ～ 25℃范围内,温度对CBZ的O3降解速率常数影响较小,但CBZ的ClO2降解速率常数随温度升高显著升高.采用UPLC-Q-TOF-MS对CBZ的O3和ClO2降解前后样品溶液进行扫描,均检测到8种降解中间产物,2种氧化方式主要通过环化加成、亲电取代(羟基化和氯取代)及杂环上的重排等途径来实现对CBZ结构的破坏.     

电子束辐照降解浸金废水中锌氰络合物溶液研究

研究了电子束辐照降解锌氰络合物溶液,考察了总氰初始浓度、pH值、锌氰摩尔比对总氰的 降解效率的影响.实验结果表明,在相同的辐照剂量下,初始浓度越低越有利于锌氰络合物溶液总氰的彻底降解,锌氰络合物总氰浓度高其降解效率更高;电子束辐照降解锌氰络 合物溶液符合一级动力学方程;在相同的辐照剂量下,随着pH值和锌氰摩尔比降低,锌...     

黄孢原毛平革菌原生质体的紫外诱变育种及对义马褐煤的降解转化

黄孢原毛平革菌(Phanerochaete chrysosporium)对煤炭具有降解转化效果.通过对该菌种进行原生质体紫外诱变选育,获得了高效的煤炭生物降解转化菌株.采用PDA培养基,在pH值为7.0、温度为28℃、转速为150 r/min的条件下进行黄孢原毛平革菌原生质体再生菌的培养和煤炭生物降解转化试验;黄孢原毛平革菌在36℃、振荡培养5～6h的条件下萌发出极短芽管的孢子,在含有Novonzyme234和溶壁酶的MgSO4溶液中进行破壁生成原生质体;进而选取酶解120 min的原生质体,在距离30 W紫外灯30 cm处对黄孢原毛平革菌原生质体进行紫外诱变选育;对义马褐煤、硝酸处理义马褐煤及其降解转化产物采用红外光谱进行分析.结果表明:黄孢原毛平革菌原生质体紫外诱变选育效果显著,且再生菌遗传性状稳定,在溶壁酶质量浓度为7mg/mL、Novonzyme234质量浓度为5 mg/mL、反应时间为120 min的条件下,原生质体形成率为85％,再生率为9％;在紫外辐射90s时黄孢原毛平革菌原生质体的致死率为95.6％,其原生质体再生菌对义马褐煤和硝酸处理义马褐煤的最大降解率从31.84％分别提高到42.6％和60.16％,较紫外诱变育种黄孢原毛平革菌对义马褐煤和硝酸处理义马褐煤的降解率分别提高了10.05％和8.54％;降解转化产物的官能团含量发生了变化,芳香类高聚物降解为低相对分子质量类物质及其他类物质.     

一株石油降解菌的紫外诱变育种及其生物修复作用

采用紫外线对一株Kosakonia sp.石油降解菌(S-1)进行紫外诱变育种。在照射功率15 W,波长为253.7 nm的条件下,确定最适诱变时间为140 s,此时正突变率最高。分离选育出一株遗传稳定的突变优势菌Y-16,与出发菌S-1相比,石油降解率提高了22.64%,且在pH值为5~9范围内,Y-16降油率均超过50%,对pH值的适应范围更广,在高浓度盐环境中有更好的耐盐性。经过60 d石油污染土壤的生物修复模拟试验发现,Y-16和S-1的最终石油降解率分别为91.83%和69.58%,其中降解36 d时,Y-16的降油率已达到71.19%,Y-16对石油的降解半衰期是S-1的0.4倍,降解周期更短,生物修复效果更好。     

紫外光-超声波耦合降解邻硝基苯酚水溶液的研究

考察了初始浓度、紫外光(UV)功率、超声波(US)频率和功率、催化剂TiO2加入量、溶液的pH值、H2O2的加入量等各种因素,对紫外光-超声波耦合降解邻硝基苯酚(ONP)水溶液效果的影响.实验结果表明,ONP的紫外光-超声波降解符合表观一级动力学.随着初始浓度的增加.ONP的降解速率和去除率均减小.紫外光-超声波耦合降解效果明显好于紫外光、超声波分别单独降解的效果,两者存在着协同效应,反应速率常数分别为:KUV/US=0.005 2 min-1、KUV=0.002 9 min-1、KUS=0.002 2 min-1.提高紫外光功率、超声波的频率和功率可促进ONP的降解.当紫外光功率为150 W,超声波频率为165 kHz、功率为100 W时.ONP的降解效果达到最佳,240 min的去除率达到72.41%.催化剂TiO2的加入促进ONP降解.本实验中优化投加量为0.15g/L,ONP的去除率达到90.43%.在催化剂存在的情况下,溶液pH值的降低可提高降解速率;H2O2的投加则显著提高了ONP的去除率.     

超声波对微电解处理硝基苯的协同效应研究

以硝基苯为目标污染物,考察超声波对微电解技术的协同效应.结果表明,无机械搅拌条件下,硝基苯溶液初始质量浓度为50 mg·L~(-1)、超声波功率密度为200 W·L~(-1)、溶液初始pH值为3.0时,超声波/微电解协同体系降解效果显著高于超声波与微电解单独作用之和,降解过程超声波和微电解间存在显著协同效应,比较3者的降解速率常数可知超声波与微电解间的协同因子达4.875.研究表明,超声波能有效防止铁屑表面钝化和板结现象,超声波促进微电解体系中·OH生成是超声波对微电解降解硝基苯产生明显协同效应的主要原因.     

BDD电极对敌草隆的氧化降解及其影响因素

主要研究了BDD(Boron-Doped Diamond,掺硼金刚石)电极电解产生氧化剂(·OH、SO_4~-·、Cl_2、HClO、ClO~-)对水中典型污染物敌草隆的降解,重点考察了敌草隆初始浓度、电流密度、电极浸没面积和初始pH值对敌草隆降解速率的影响。结果表明:在同种电解质中,BDD电极的氧化降解速率最大,MMO(Mixed Metal Oxides,混合金属氧化物)电极次之,Pt(铂)电极最小;随敌草隆初始浓度增加,氧化降解速率先增加后降低;随电流密度和电极浸没面积增加,敌草隆降解速率增加;在强酸性(pH=3.0)条件下,敌草隆降解速率最大,中性条件下最小。