克螨特和霸螨灵及其混剂在水中的光降解

研究了克螨特、霸螨灵在几种水体中的光降解以及 2种农药之间的光敏化或光猝灭效应。结果表明 ,在 3 0 0W高压汞灯光照处理时 (试验试管距光源 8cm) ,克螨特和霸螨灵都极易降解 ,克螨特的光解半衰期为 9.0 6min ,霸螨灵的光解半衰期仅为 1 .4 8min。克螨特在不同水体中的光解率为 :重蒸馏水 >鱼塘水 >河水 >井水 ,霸螨灵的光解率为 :井水 >重蒸馏水 >鱼塘水 >河水 ;2种农药在现采水、过滤水、灭菌水中的光解率依次降低。克螨特和霸螨灵混剂在重蒸馏水中互为光猝灭剂 ,在井水、河水和塘水中霸螨灵对克螨特有极显著的光敏化作用 ,而克螨特对霸螨灵有极显著的光猝灭效应。克螨特、霸螨灵在pH 5和 pH 9缓冲液中光解率比之在 pH 7缓冲液中稍快 ,光猝灭效应也较强烈。在重蒸馏水中太阳光照处理时 ,克螨特和霸螨灵互为光敏剂 ,而高压汞灯下则互为光猝灭剂。     

非均相光敏化氧化治理含酚废水的研究

利用改进的亚甲蓝-海藻酸钙,作为非均相光敏化剂来光解苯酚水溶液。用分光光度法测定了一定条件下苯酚水溶液光解表观速率常数,并用[Cr(OCN_2H_4)_6)Cl_3化学光量计测定了其量子产率。本文还用膜的存在来解释导致非均相光敏化氧化速率及量子产率都不低于均相光敏化氧化的原因。应用本法处理含酚废水,取得了初步结果。     

农药杀虫双的光解和挥发研究

本文研究了农药杀虫双及其降解产物沙蚕毒的光解和挥发,结果表明:杀虫双在水溶液中、沙蚕毒在甲醇溶液中的光解为一级动力学过程。在450W中压汞灯下的光解速率常数分别为0.33min~(-1)和0.15min~(-1),半衰期分别为2.10min和4.70min。在阳光下的光解速率常数分别为0.00308min~(-1)和0.033min~(-1),半衰期分别为3.75h和21.0min。它们在365nm波长下的光解量子产率分别为255.9相36.6。经初步测定,杀虫双、沙蚕毒在25℃时的饱和蒸气压分别为2.6×10~(-6)mm Hg和4.6×10~(-5)mm Hg。     

冰晶中双氧水的UV光解

本文采用253.7 nm的紫外灯光解冰晶中的双氧水,研究其光解率随光照时间和温度的变化.以及Cl~-,SO_4~(2-)和CO_3~(2-)对其降解的影响,结果表明,相同条件下三种离子对其影响大小依次为:Cl~->SO_4~(2-)>CO_3~(2-).对比冰晶和水溶液中双氧水的光解,冰晶中双氧水的光解速率低于水溶液中双氧水的光解速率.紫外-可见光谱(UV-vis)分析其光解产物,没有发现新的物质生成.由此可以认为,冰晶中双氧水主要在冰晶笼子中进行反应,少部分在类似液体层(QLL)中降解.     

唑啉草酯在液相中的光化学降解

以氙灯为光源,研究了唑啉草酯在不同条件下的光解特性。结果表明：唑啉草酯在甲醇、乙腈、丙酮和正己烷中的光降解均符合一级反应动力学,光解速率由大到小依次为乙腈、正己烷、甲醇和丙酮,光解半衰期分别为9.76、15.1、31.5和138 h。NH₄⁺和NO₃^-添加浓度为1 mg·L^-1显著提高唑啉草酯在水溶液中的光解速率,光解半衰期最短为3.17 h;随着添加浓度的增加,光敏化效应呈明显减弱趋势;Fe³⁺和Cu²⁺对唑啉草酯的光解均存在光淬灭效应,淬灭率最高为16.7%。H₂O₂和TiO₂对水溶液中唑啉草酯光解速率的影响均随着其添加浓度增加而加快。以p-亚硝基-N,N-二甲基苯胺(PNDA)为·OH探针性捕获剂证实H₂O₂和TiO₂均能促进产生·OH从而加快唑啉草酯的光解速率。     

17种多环芳烃在水溶液中的光解

本文以国产高压汞灯及太阳光为光源,系统地研究了常见的17种多环芳烃(下简称PAH)在甲醇-水、乙腈-水溶液中的光化学降解。结果表明,大多数PAH的光解速率常数(k)与它们的极谱氧化半波电位(E_(1/2)~(ox)有关:E_(1/2)~(ox)值低(易氧化),则k值大(反应快)。黑暗条件下的对照试验未发现PAH降解。还测得了萘的光解产物为邻苯二甲酸,并发现溶液中的溶解氧除去后萘不能光解。这些都表明大部分PAH光解为光氧化反应。另外,用电荷转移复合物(CTC)的形成、解离和单重态氧(~1O_2)的氧化机理,讨论了温度高、助溶剂极性强会加快光解速率的效应。     

灭幼脲（Ⅲ）在甲醇中的光解作用

本文研究了灭幼脲(Ⅲ)在甲醇中的光解作用。以氮气和氧气作饱和气体时,灭幼脲(Ⅲ)在甲醇中的光化学反应均表现为一级动力学形式,其速率常数分别为0.118h~(-1)和0.129h~(-1);当光强为0.50和0.62cal/cm~2·min时,其半衰期分别为5.37和4.42h;灭幼脲(Ⅲ)在甲醇中光解的主要产物包括:邻氯苯甲酰胺,N-苯基氨基甲酸甲酯,N-(对氯苯基)氨基甲酸甲酯以及对氯苯基脲等。本文还对灭幼脲(Ⅲ)在甲醇中的光化学反应机理作了初步探讨。     

甲氧苄啶在有机酸络合Fe~(2+)活化过硫酸钠体系中的降解机制

在有机酸(OAS)/Fe~(2+)/过硫酸钠(PDS)体系中生成的具有强氧化能力的硫酸根自由基(SO_4~(·-)),可以降解水中难降解污染物甲氧苄啶(TMP).分别探讨了柠檬酸(CA)浓度、Fe~(2+)浓度、PDS浓度、p H值对甲氧苄啶降解的影响,以及不同浓度的4种有机酸在不同p H值下对TMP降解的影响.结果表明,当TMP浓度20μmol·L~(-1),p H=7,温度25℃,反应时间30 min,摩尔比CA∶Fe~(2+)∶PDS∶TMP=5∶15∶40∶1时,TMP的降解率高达82.55%;柠檬酸和EDTA有促进TMP降解作用,焦磷酸钠和草酸起抑制TMP降解作用.猝灭实验证实了TMP的降解是SO_4~(·-)和·OH共同作用的结果,SO_4~(-·)起主导作用;液相色谱质谱检出5种中间产物,推测TMP的降解路径涉及羟基化反应、脱甲氧基化反应和裂解反应.     

表面活性剂对微黄分支杆菌CP13降解芘特性的影响

芘在环境中的累积已经对生态安全和人类健康造成严重威胁。研究了阳离子-十六烷基三甲基溴化铵(CTMAB),阴离子-十二烷基硫酸钠(SDS),非离子-聚山梨酯-80(Tween80)、聚乙二醇辛基苯基醚(TritonX-100)、聚氧乙烯月桂醚(Brij30)和生物型表面活性剂-皂素对微黄分支杆菌CP13细胞特性及降解芘的影响,可为增效修复PAHs应用中选择合适的表面活性剂提供理论依据。结果表明,表面活性剂对CP13降解芘起促进或抑制作用,会随其种类和添加浓度而发生变化。皂素添加量为0.2倍的临界胶束浓度(CMC)时,芘的降解率提高了10.7%;0.2和1CMC的Tween80使芘的降解率分别增强了4.8%和10.3%;0.2 CMC的TritonX-100轻微的促进了芘降解;较高浓度的皂素、Tween80和TritonX-100抑制了菌CP13对芘的降解;Brij30、SDS和CTMAB对芘的降解表现出显著抑制作用,大小顺序为CTMABSDSBrij30。菌落计数和流式细胞仪的检测结果显示皂素和Tween80能够促进CP13的生长和细胞活性,TritonX-100、Brij30、SDS和CTMAB抑制了CP13的生长,并导致降解体系中死亡细胞比例的增加。低浓度(0.2、1 CMC)的皂素、Tween80和TritonX-100提高了CP13的细胞表面疏水性(CSH),随着浓度的增加,CSH逐渐下降;Brij30、SDS和CTMAB降低了CP13的CSH,添加浓度越高,CSH的下降幅度越大。综上所述,皂素、Tween80、TritonX-100、Brij30、SDS和CTMAB影响菌CP13对芘的降解与其CSH的变化规律基本一致,它们可以通过改变CSH,改变菌体对芘的吸附和摄取。此外,表面活性剂对菌体细胞的毒性作用,也是影响芘降解效果的原因之一。     

ZnFe_2O_4/TiO_2复合材料的制备及其在模拟太阳光下光催化降解吲哚美辛的动力学和机理研究

本文制备了ZnFe_2O_4/TiO_2光催化剂,利用紫外可见吸收光谱(UV-Vis)、电子透射显微镜(TEM)和X射线衍射(XRD)对ZnFe_2O_4/TiO_2的形貌、结构和光谱特征进行表征.同时,研究了不同条件下复合材料对吲哚美辛(IDM)的光催化降解规律.结果表明,二氧化钛与铁酸锌能够很好地粘附在一起,使得吸收波长发生了红移,扩大了吸收光谱的范围.当ZnFe_2O_4和TiO_2的质量比为3%时,在模拟太阳光的条件下该光催化剂对IDM的降解效果最好,降解率达到95%.此外,IDM的光催化降解反应符合准一级动力学规律,在p H=5、催化剂投加量为0.2 g·L-1时,光催化剂的降解速率常数是纯TiO_2时的2.15倍.随着光催化剂投加量的增大,IDM的降解速率随之增加.p H=5时最有利于光催化剂对IDM的降解.经过5次循环实验后,催化剂对IDM的光催化降解率仍在92%以上,展现了该光催化剂的稳定性.猝灭实验揭示了光生空穴(h+)和超氧自由基在ZnFe_2O_4/TiO_2光催化体系中对IDM的降解贡献率最大,其中光生空穴(h+)的贡献率为78.2%.     

溢油分散剂中吐温80对石油中多环芳烃在海水中光降解的影响

溢油事故发生后喷洒溢油分散剂是常用的应急措施之一,这使得溢油分散剂中的表面活性剂与石油中的重要污染物多环芳烃(PAHs)在海水中共存。光化学转化是水中PAHs的重要转化途径,这些共存表面活性剂如何影响PAHs在海水中的光化学消减还有待阐明。本研究选取溢油分散剂的重要活性成分吐温80和石油中2种不同类型的PAHs(菲和二苯并噻吩),通过光化学实验考察不同浓度吐温80对菲(PHE)和二苯并噻吩(DBT)在海水中的光降解速率常数和光解量子产率的影响,并通过量子化学计算的手段研究其影响机制。研究发现:吐温80可以使PHE和DBT的阳离子自由基回到稳定的基态,降低PHE和DBT的光解量子产率,从而抑制PHE和DBT的光降解。该结果表明,在评价溢油分散剂的风险性时不可忽视其对PAHs环境转化行为的影响。     

非离子表面活性剂淋洗萘污染土壤的修复研究

采用土柱实验研究了非离子表面活性剂对焦化厂萘污染砂土的淋洗效果,同时研究了超声预处理对非离子表面活性剂土壤淋洗的增强效果及粉土和粘土对非离子表面活性剂土壤淋洗的不利影响.研究表明,1)1g·L-1的TritonX-100、AEO-9和Tween80对同一萘浓度(192.4mg·kg-1)的土壤洗脱效率分别为73.0%、81.5%和59.0%,2g·L-1的表面活性剂的洗脱效率要高于1g·L-1的洗脱率,分别为96.5%、95.1%和88.2%.2)对土壤进行短时超声处理(80Hz)促进了洗脱率的提高,超声10min的淋洗效果要高于超声5min的淋洗效果;土壤分别经5min和10min超声处理后,2g·L-1浓度的TritonX-100对萘的洗脱率从94%分别提高到98.8%和99.6%,洗脱时间从255min分别减少到172min和160min.3)砂土中含有粉土和粘土对洗脱效果有不利影响,且粘土的影响要更严重,当萘污染的砂土混入5%的粘土时,2g·L-1浓度的TritonX-100对萘的洗脱率从94.7%下降至73.8%,洗脱时间从255min增加至605min,而混入20%的粉土洗脱率仅下降到88.4%,洗脱时间增加至512min.     

菲在土壤中的微生物降解研究

研究了不同条件土壤中多环芳烃菲的降解动态。结果表明：温度和底物浓度对土壤中菲的降解有较大影响,未灭菌土壤中菲的降解半衰期为5.1d;从污染土壤中分离到一株高效降解菲的菌株,经16S rDNA鉴定为产碱杆菌属（Alcaligenes bacterium LBM.）,同源性高达99%;随着优势菌接种量增加,基础培养基中菲降解速率逐渐加快;Fe3＋、Co2＋和Cu2＋对优势菌降解菲能力均有不同程度影响,其中以Fe3＋影响最明显。     

新农药氯虫酰胺在醇液中的光解

分别以氙灯和紫外灯为光源,对氯虫酰胺在甲醇和乙醇中的光解动力学及降解机理进行了研究。结果表明,在氙灯和紫外照射下,氯虫酰胺在甲醇和乙醇中的光解符合一级反应动力学规律。在模拟太阳光氙灯辐射下,氯虫酰胺在甲醇和乙醇中的光解半衰期分别为1．58h和2．57h,而紫外光辐射下分别为1．49min和1．60min。采用LC-MS对氯虫酰胺光解产物进行分离和鉴定,推断氯虫酰胺在醇中的光解途径主要涉及到分子环合和重排生成光解产物A[2-（2-溴-4H-吡唑并[1,5．d]吡啶并[3,2-b]B,4]恶嗪-4-基亚氨基）-5-氯-N,3-二甲基苯甲酰胺]和B[2-（3-溴-1-（3-羟基吡啶-2-基）-1H-吡唑-5-基）-6-氯-3,8-二甲基喹啉-4（3H）-酮1。     

CASS工艺微生物抵抗含Cu~(2+)、Ni~(2+)锻造添加剂废水毒性的效果

工(产)业园区内企业在紧急情况下排放的污水中,有毒物质会影响污水处理厂活性污泥微生物的活性,甚至导致微生物的死亡.基于此,利用CASS工艺的特点检验微生物系统抗冲击毒性的能力,通过不同的配比浓度调整试验水样中Cu~(2+)、Ni~(2+)的质量浓度,监测CASS系统进出水的Cu~(2+)、Ni~(2+)、COD_(cr)指标,用以判断微生物系统是否受到影响,进而确定CASS微生物系统抗毒性冲击的临界点.结果表明:Cu~(2+)质量浓度小于3.0 mg·L~(-1),Ni~(2+)质量浓度小于5.0 mg·L~(-1),时,CASS 工艺微生物抵抗含Cu~(2+)、Ni~(2+)锻造添加剂废水的毒性能力较强,对Cu~(2+)、Ni~(2+)、COD_(cr)的去除率均可以达到80%;当Cu~(2+)质量浓度大于3.0 mg·L~(-1),Ni~(2+)质量浓度大于5.0mg·L~(-1)时,CASS工艺微生物对毒性抵抗能力显著降低,活性受到严重破坏,对CU~(2+)、Ni~(2+)、COD_(cr)去除率下降至60%以下.所以可以确定CASS工艺微生物抵抗含Cu~(2+)、Ni~(2+)锻造添加剂废水毒性的最高质量浓度限值,Cu~(2+)为3.0 mg·L~(-1),Ni~(2+)为5.0mg·L~(-1).为污水处理厂实际运行工程中避免活性污泥微生物系统受毒性冲击而导致运行瘫痪提供参考依据.     

乙烯菌核利在水溶液中的光解动力学

以高压汞灯和太阳光为光源，研究乙烯菌核利在重蒸水、自来水、湖水及pH缓冲液中的光解动力学。高压汞灯下，乙烯菌核利在重蒸水中的光解半衰期约为28min，而在太阳光下为3．86h。自来水和湖水中溶解性物质对乙烯菌核利在高压汞灯下的光解动力学仅有微弱的淬灭效应，但在太阳光下表现出显著的敏化效应，照光3h的敏化效率分别为138％和126％。2种光源下，pH5．0和pH7．0缓冲液对乙烯菌核利的光解均表现为光淬灭效应，高压汞灯照光60min的淬灭效率分别为69％和57％，太阳光照光7h的淬灭效率分别为77％和33％；pH9．0缓冲液则表现出显著的敏化效应，高压汞灯照光20min的敏化效率为58％，而太阳光照光1h的敏化效率则达到了415％。     

乙烯菌核利在水溶液中的光解动力学

以高压汞灯和太阳光为光源,研究乙烯菌核利在重蒸水、自来水、湖水及pH缓冲液中的光解动力学。高压汞灯下,乙烯菌核利在重蒸水中的光解半衰期约为28 m in,而在太阳光下为3.86 h。自来水和湖水中溶解性物质对乙烯菌核利在高压汞灯下的光解动力学仅有微弱的淬灭效应,但在太阳光下表现出显著的敏化效应,照光3 h的敏化效率分别为138%和126%。2种光源下,pH 5.0和pH 7.0缓冲液对乙烯菌核利的光解均表现为光淬灭效应,高压汞灯照光60 m in的淬灭效率分别为69%和57%,太阳光照光7 h的淬灭效率分别为77%和33%;pH 9.0缓冲液则表现出显著的敏化效应,高压汞灯照光20 m in的敏化效率为58%,而太阳光照光1 h的敏化效率则达到了415%。     

海泡石黏土矿物对Cu2+的吸附动力学研究

研究分析了海泡石黏土矿物对铜离子的吸附性能和动力学特征,结果表明,海泡石黏土矿物对Cu~(2 )吸附的最佳pH值为6.0左右,随着pH值的增大,吸附作用减弱;在[Cu~(2 )]=100mg·l~(-1),溶液pH值为6,吸附时间为2h时,添加0.1 g海泡石,海泡石对Cu~(2 )的吸附去除率仅为39.5%,当海泡石用量提高至0.4 g时,其对Cu~(2 )的吸附去除率提高到94.8%;实验结果同样显示,18min内有90%的Cu~(2 )被海泡石吸附,随着吸附时间的增加,吸附作用趋于稳定,2h可达到吸附平衡。该吸附过程符合Langmuir和Freundlich等温吸附方程.同时,分别采用拟一级模型和拟二级模型考察了吸附动力学,并计算了这些动力学模型的速率常数.实验数据和拟二级模型计算结果之间有较好的相关性.     

水稻土团聚体中Cu~(2+)的解吸动力学特征

用磁力搅拌法和平衡吸附法研究了水稻土的原土和团聚体颗粒吸附态Cu2+的解吸动力学特征.结果表明,原土和团聚体颗粒Cu2+的解吸率大小顺序为粗粉砂级粉砂级原土砂粒级粘粒级,与其有机质、游离氧化铁、氧化铝含量大小顺序相反.Cu2+解吸过程可分为快、慢两个解吸阶段,快解吸阶段属于非专性吸附态Cu2+的解吸,慢解吸阶段属于专性吸附松结合态Cu2+的解吸.用一级动力学方程、E lovich方程和双常数方程模拟Cu2+的解吸过程,相关性均达显著水平.磨细后的原土Cu2+的解吸速率和解吸进度均大于4个粒组团聚体颗粒.Cu2+的解吸速率和解吸量与土壤表面Cu2+的吸附形态有关.     

啤酒酵母去除水中Cd~(2+)和Cu~(2+)的吸附动力学和解吸特性

生物吸附法是一种经济有效的处理大规模低浓度重金属废水的生物技术,其中啤酒酵母(Saccharomyces cerevisiae)是具有实用潜力的生物吸附剂.通过以实验室培养的啤酒酵母作生物吸附剂,研究了啤酒酵母对Cu~(2+)、Cd~(2+)吸附的动力学解吸特性,结果表明:非固定化啤酒酵母对重金属的吸附是一个快速的、不依赖于生物代谢的过程,经过2h后Cd~(2+)达吸附平衡,Cu~(2+)为3 h.它们的吸附动力学过程均可用Elovich方程、抛物线扩散方程、双常数方程、二级动力学方程、Langmuir动力学方程来拟合,对Cd~(2+)来说,以二级动力学方程的拟合效果最佳,Cu~(2+)以Elovich方程最佳.固定化啤酒酵母吸附Cd~(2+)的平衡时间为60 h,Cu~(2+)为24 h,吸附速率大大降低.固定化啤酒酵母对重金属的吸附动力学也可用Elovich方程、抛物线扩散方程、双常数方程、二级动力学方程、Langmuir动力学方程拟合,但Cd~(2+)以Elovich方程最佳,Cu~(2+)以Langmuir动力学方程最佳.固定化碱处理啤酒酵母可用HC1作为解吸剂进行解吸,使吸附剂得到再生,具有较大的开发应用潜力.