藻毒素β-N-甲氨基-L-丙氨酸(BMAA)的氯化降解

本文建立了高效液相色谱-串联质谱法(HPLC-MS/MS)来检测水中BMAA,并以次氯酸钠为消毒剂进行模拟氯化,研究BMAA的氯化降解及环境因子对BMAA降解的影响.结果表明,采用亲水交换作用色谱柱建立的HPLC-MS/MS分析方法,样品前处理过程简单易操作,在2—500μg·L~(-1)范围内线性关系良好(R2=0.9995),且检出限低(0.2μg·L~(-1)).在常规条件下(Cl∶N=2∶1,T=20℃,p H=7),BMAA能通过氯化得到有效降解,2 h降解率达到80%,6 h降解率达到97%;低的Cl∶N,低温及碱性条件下,BMAA的降解率显著降低.研究结果为饮用水预氯化及氯化消毒去除BMAA提供了理论依据.     

溴氯海因在水环境中的降解及其对4种水生生物的急性毒性

研究了新型消毒剂溴氯海因(BCDMH)在水环境中的降解规律及其影响因素以及BCDMH对4种不同生态位水生生物(发光菌、小球藻、大型溞和斑马鱼)的急性毒性.结果表明:1)BCDMH的正辛醇/水分配系数(Kow)为3.74(25℃),在水环境中的降解符合一级动力学方程C=C0×e-k·t,其一级反应速率常数k随温度升高而增大,25℃时k值为0.3577,半衰期为1.72d.2)pH6～9时,pH值越低BCDMH降解越快,碱性条件对其降解有显著抑制;自然光照和曝气有利于BCDMH的降解.3)BCDMH对斑马鱼的96hLC50=3.68mg·L-1,属高毒;对大型溞的24hLC50=1.44mg·L-1,属高毒;对小球藻的96hEC50=4.15mg·L-1,属高毒;对发光菌的1hEC50=0.62mg·L-1,属极高毒.     

嗜碱细菌降解木质素的复合碳源共代谢研究Ⅰ——复合碳源组合方式及氮源的选择

研究在碱性液体培养条件 (pH =1 0 .5)下 ,不同碳源组合方式对嗜碱木质素降解菌产酶及降解麦草木质素的降解率的影响。研究结果表明 ,在蔗糖 (第一碳源 ) +麦草木质素 (第二碳源 )的组合方式下 ,并将硝酸铵作为氮源且碳氮比为 1 :1 .2时 ,该菌株的产酶及降解能力效果理想。     

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.     

红球菌Chr-9降解吡啶和苯酚的特性

研究了红球菌(Rhodococcus)Chr-9菌株在基础盐培养基中降解吡啶和苯酚的特性,分析了菌株降解苯酚和吡啶间的差异.结果表明,菌株Chr-9能够在72 h内将基础盐培养基中的吡啶(200 mg L-1)和苯酚(200 mg L-1)完全降解,同时利用吡啶和苯酚进行生长.菌株降解吡啶的最适温度为35℃,最适pH为8.0.菌株降解吡啶和苯酚的速度与底物的初始浓度呈负相关;在无其它氮源的基础盐培养基中,菌株能够利用吡啶和苯酚协同生长.图7参12     

紫外-Fenton试剂的作用机理及在废水处理中的应用

本文研究了紫外光、铁离子对过氧化氢的催化分解作用.证实了紫外光和铁离子对过氧化氢的催化分解存在协同效应,并通过研究三价铁离子与紫外光的相互作用,探讨了协同效应产生的机理.UV-Fenton试剂对硝基苯、十二烷基苯磺酸钠(DBS)模拟废水的处理结果表明:将紫外光引入Fenton试剂可大大提高Fen-ton试剂的氧化性能,对生物难降解或难化学氧化的有机污染物具有良好的处理效果.     

溴虫腈在土壤的残留动态

通过超临界流体萃取技术结合气相色谱法,研究了土壤中溴虫腈的残留降解动态。正交试验L9(33)结果表明,在流量25~27 m3.h-1,夹带剂甲醇1 mL.g-1样品时,最佳萃取条件为压力25 MPa,温度39℃,时间30 min。超临界萃取试验结果表明,主要影响因素对溴虫腈回收率的影响高低程度依次为萃取温度,萃取时间,萃取压力。验证试验表明,在上述最佳萃取条件下,溴虫腈添加量为10μg、100μg、200μg时,回收率分别是105.00%、80.33%、102.33%,变异系数分别是7.32%、4.58%、4.95%。降解动态试验表明溴虫腈在土壤中的消解动态方程为Ct=0.097 2e-0.4501 t,R2=0.973 7,t1/2=2.4 d。溴虫腈10%悬浮剂(商品名除尽)在推荐剂量50 mL.(667 m2)-1或100 mL.(667 m2-)1使用2~3次,3~7 d后在土壤中残留量为6.44~23.58μg.kg-1,消解速度较快,属于易降解农药,可合理使用于无公害蔬菜生产。     

垃圾渗滤液中污染物在包气带运移模拟实验及预测

为揭示垃圾渗滤液中污染物在包气带中的迁移转化规律,通过静态吸附、静态降解、动态土柱和数学模型预测等方法进行模拟实验。结果表明,包气带对污染物的吸附过程是线性的,即S=KdC,吸附系数Kd=0.0976;降解曲线符合一级动力学方程,即C=C0e-λt,降解系数λ=0.0324d-1;弥散过程符合对流-弥散迁移转化模型,弥散系数D=0.00435m2·d-1,由此确定了污染物迁移数学模型。通过动态土柱实验验证了模型的可靠性,并利用模型对垃圾渗滤液中有机污染物(COD)的时空分布进行预测。     

藻毒素降解菌CQ5对MC-LR粗提液的降解动力学

针对近年来采用微生物法降解水体中的微囊藻毒素(microcystins,MCs)这一研究热点问题,以本课题组前期从太湖芦苇荡底泥中筛出的耐硼赖氨酸芽孢杆菌CQ5(Lysinibacillus boronitolerans)为考察对象,研究微生物对MC-LR的降解动力学.分别采用Logistic生长方程和Monod动力学方程构建菌株CQ5细胞生长动力学模型和MC-LR降解动力学模型.结果表明,菌株CQ5在以MC-LR粗提液为碳、氮源的无机盐培养基中的生长曲线符合Logistic生长模型,其中菌株生长环境承载量K为1.306,菌株生长平均速率r为0.1685,无量纲参数a为1.688;该菌株在6 d内可使MC-LR的浓度由14.12μg·L~(-1)降至1.57μg·L~(-1),降解率达88.86%,其一级反应速率常数k为0.3698,半衰期t_(1/2)为1.88 d;该降解过程中MC-LR浓度、菌株细胞密度和MC-LR降解速率3者间的偶合关系符合低浓度下的Monod模型,其中υ_max/K_s为0.342;一级反应动力学方程式S=e~(2.648-0.3698t)和Monod模型方程式S=14.12e~(-0.342Nt)(N=1.08)均可模拟预测降解体系中的MC-LR浓度,二者的模拟结果高度一致.本文可为研究微生物降解MC-LR的机理和推动MC-LR降解菌的工程应用提供理论参考.     

土壤中乐果与微生物的相互作用研究

采用室内模拟实验,研究了土壤中乐果与微生物的相互作用.结果表明:(1)50、500、5 000 mg·kg-1的乐果在灭菌土中的降解速度十分缓慢,加药后15d,50 mg·kg-1的降解率为69.3%,500 mg·kg-1的降解率为26.7%,5 000 mg·kg-1的降解率为19.6%.在施过乐果的土壤中的降解速度非常迅速,加药后15d,50 mg·kg-1的降解率为99.7%,500 mg·kg-1的降解率为78.4%,5 000 mg·kg-1的降解率为54.6%.在未施过乐果的土壤中的降解速度则介于二者之间.说明微生物在乐果的降解中起着非常重要的作用,同时,施药可以诱发乐果降解菌的生成从而加速乐果的降解.(2)在各处理的土壤中,50 mg·k-1的乐果对细菌数星有一定的刺激作用,500、5 000 mg·kg-1的乐果抑制细菌的生长.且随质量浓度的升高,抑制作用增强.但随加药时间的延长,又有所恢复.3种不同质量浓度的乐果对土壤真菌和放线菌种群数量的影响均表现为明显的抑制作用,且随药剂质量浓度的提高和加药时间的延长抑制趋势越明显.因此,可以选择真菌和放线菌作为土壤受乐果污染的敏感指示菌.(3)在同样处理条件下,施过乐果土壤中的微生物种群数量并不比未施过乐果土壤中的占优势,表明乐果在施过药的土壤中降解速度的加快并不是由微生物的数量决定的,而是由它们的降解能力决定的.     

Pseudomonas fluorescens Z1999降解邻苯二甲酸酯的二级动力学特征

通过驯化富集培养,从处理焦化厂废水的活性污泥中分离获得一株可以在好氧条件下利用邻苯二甲酸酯(PAEs)作为唯一碳源和能源的荧光假单胞菌(Pseudomonasfluorescens编号Z1999),研究了P.fluorescensZ1999对PAEs的降解条件,揭示了P.fluorescensZ1999降解PAEs的动力学特征.试验结果表明,P.fluorescensZ1999对PAEs降解的最佳条件为pH65—80,温度20—35℃,菌种量002—45%,富集驯化时间18—24h.P.fluorescensZ1999可有效降解邻苯二甲酸二甲酯(DMP)、邻苯二甲酸二乙酯(DEP)和邻苯二甲酸二丁酯(DnBP).在初始浓度为100—750mg·ml-1范围内,DMP,DEP,DnBP的降解反应遵循二级反应动力学方程∶-dS/dt=K2S2 K1S K0,r2=09686—09997.随PAEs浓度和支链烷基碳数的增加,P.fluorescensZ1999对PAEs的最大降解速率p下降,半衰期T1/2增大,抑制作用增强.     

原油降解细菌ODB01的筛选、鉴定及降解特性

从长庆油田被原油污染土壤中筛选出1株以原油为唯一碳源的菌株ODB01。经菌株生理生化特征及16S r DNA序列分析,鉴定为肠杆菌属(Enterobacter sp.)细菌;运用响应曲面法优化细菌ODB01对原油的降解条件为p H值为8.91,w(NaCl)为1.19%,油菌比为1∶4.12,温度为36.78℃,在该条件下细菌ODB01对原油的降解率为34.6%;分别添加w=0.05%土温80(Tween 80)和w=0.05%辛基苯基醚(Triton X-100)后,细菌ODB01对原油降解率分别达到42.5%和46.1%。结果表明,细菌ODB01对原油具有一定的降解能力,有望作为一种微生物修复剂进行开发。     

铁碳微电解降解磺胺甲恶唑和卡马西平

以两种典型人工合成有机物(磺胺甲恶唑和卡马西平)为主要研究对象,采用铁碳微电解法降解上述两种目标污染物,研究了铁碳质量比、反应时间、pH、铁投加量等因素对磺胺甲恶唑和卡马西平降解效果的影响.结果表明,pH=1,铁碳比为1∶1,铁投加量为80 g·L~(-1)时,磺胺甲恶唑的去除率最高,60 min几乎全部去除.pH=1,铁碳比为1∶4,铁投加量为80 g·L~(-1)时,卡马西平的去除率最高,60 min卡马西平去除率接近90%.在这过程中磺胺甲恶唑和卡马西平发生氧化还原反应,它们的氮被还原成氨氮.磺胺甲恶唑和卡马西平的降解符合假一级反应动力学.     

可见光照射下α-FeOOH光催化降解有机污染物的研究

以α-FeOOH为光催化剂,酸性桃红(SRB)为目标化合物,研究了可见光照射下光催化剂对SRB的降解,结果表明:在可见光(λ＞420nm)照射下, SRB 浓度为1.2×10-5 mol·l-1,H2O2浓度为1.5×10-3 mol·l-1,α-FeOOH 为0.16 g·l-1,pH=7.05时,SRB的降解效果最好,红外光谱分析表明,SRB降解产物为羧酸及胺类化合物.另外,采用苯甲酸荧光分析法间接测定体系中自由基的含量,表明此光催化降解过程主要涉及·OH历程.     

半胱氨酸强化针铁矿类芬顿反应降解2,4-二氯苯酚及影响因素

2,4-二氯苯酚(2,4-dichlorophenol,DCP)是一种高毒性有机污染物,可对生态环境和人类健康构成严重威胁,因此,DCP降解是水环境研究关注的重点。以针铁矿为原料,在有氧避光条件下,研究了半胱氨酸强化针铁矿类芬顿反应降解DCP的反应机制,以及体系中半胱氨酸浓度、过氧化氢浓度、不同p H值和有机配体等因素对半胱氨酸强化针铁矿类芬顿反应降解2,4-二氯苯酚的影响。结果表明,半胱氨酸的加入通过促进Fe(Ⅲ)还原为Fe(Ⅱ),强化针铁矿类芬顿反应降解DCP。在半胱氨酸(1 mmol·L~(-1))存在时,针铁矿/过氧化氢体系对DCP的降解率提高了1.9倍,但随着半胱氨酸浓度的增加到5 mmol·L~(-1),过量半胱氨酸与体系中过氧化氢发生反应,导致DCP降解率随着半胱氨酸浓度增加而先升高后下降,其中羟基自由基是氧化降解DCP的主要活性物种。过氧化氢浓度的增加(1—10 mmol·L~(-1))能够促进类芬顿反应,提高DCP降解率,但过量的过氧化氢会消耗体系中的半胱氨酸,使DCP降解率下降。在不同p H(3、4、5、7)条件下,DCP降解率随p H值升高而下降,在p H=3时DCP降解率最大,为80.3%。另外考察了水体中不同有机配体对DCP降解的影响,结果表明腐殖酸和草酸对DCP的降解均起到了促进作用,而柠檬酸则表现出对DCP降解的抑制作用。该研究结果对实现水体高效降解DCP污染具有重要的理论指导意义。     

Fe(Ⅱ)/生物炭对硝基苯的还原降解

以玉米秸秆、猪粪为原料,在不同温度下制备生物炭,并对其物化性质进行了表征.研究了厌氧条件下,Fe(Ⅱ)/生物炭体系对硝基苯的还原降解,并对降解条件进行了优化,对降解机理进行了讨论.结果表明,在Fe(Ⅱ)/生物炭体系中,Fe(Ⅱ)的还原性显著增强;原料、制备温度、Fe(Ⅱ)初始浓度、p H值都会对Fe(Ⅱ)的还原活性造成影响.其中在p H=7、固水比=1∶500、25℃,Fe(Ⅱ)和硝基苯的初始量分别为12 mmol·L~(-1)和0.08 mmol·L~(-1)的条件下,Fe(Ⅱ)/PBC700可将93%的硝基苯降解,为最佳降解体系.为了揭示Fe(Ⅱ)/生物炭体系还原硝基苯的关键结构与机理,分别研究了生物炭除灰处理和除有机质处理对Fe(Ⅱ)/生物炭体系还原能力的影响.发现两种处理都可使反应加速,由此推断,一方面生物炭灰分中的金属氧化物与Fe(Ⅱ)组成表面结合铁还原系统使Fe(Ⅱ)的还原性增强;另一方面生物炭的类石墨烯片层有机质结构起到了电子传递的作用,也可促进Fe(Ⅱ)对硝基苯的还原.本文为Fe(Ⅱ)还原去除有机污染物发现了一个新的载体.     

电-Fenton法降解青霉素的动力学研究

采用电-Fenton法处理青霉素钠(Penicillin G sodium, PGN)模拟废水,当T=20℃,pH=3时,投加0.5g·l-1 FeSO4和0.2ml·l-1 H2O2,在0.6A电流下降解青霉素钠废水(100 mg·l-1), 20min后青霉素钠去除率为79%,40min后去除率为95%.拟合实验数据得到青霉素钠降解反应的速率方程式为:-d[PGN]/dt=2.35×106 exp(-32869.4/RT )[Fe2 ]0.53[H2O2]0.8[PGN]1.14反应速率常数和反应级数表明,初始阶段降解反应进行非常迅速,且H2O2浓度比Fe2 浓度对电-Fenton降解反应的影响重要.     

叶绿素作用下微囊藻毒素-LR的光降解

研究了蓝藻中含量最多的色素--叶绿索在微囊藻毒素-LR(MC-LR)光催化降解中的作用,考察了波长和光强等对叶绿素催化的MC-LR光降解的影响.结果表明,叶绿素能导致MC-LR在日光照射下光降解,而且MC-LR的降解与其浓度呈正相关.在叶绿素浓度为0.1mg·ml-1的条件下,日光照射30 minMC-LR的去除率即可达到95%以上,而叶绿素浓度为0.05 mg·ml-1和0.01 mg·ml-1时,照射30 min后MC-LR的去除率分别为65%和56%.日光中紫外区(200-300 nm)的光,在光催化降解MC-LR中起主要作用,与体系最大吸收光谱范围一致的240 nm的光激发效果最好,光催化降解作用也最强.光照强度是影响MC-LR降解的重要因素,光强越大,MC-LR的降解率和降解速度越大.     

Fe~(2+)/单过氧硫酸氢盐(PMS)体系降解水体中酮洛芬的机制研究

以酮洛芬(KTP)为目标污染物,研究了其在Fe~(2+)/单过氧硫酸氢盐(PMS)体系中的降解行为.溶液的pH值不仅会影响KTP的存在形态,而且也会影响Fe~(2+)/PMS体系中Fe~(2+)的形态,进而影响KTP的降解,结果表明,酸性条件有利于KTP的降解,当pH=3时降解效果达到最佳,降解率为66.87%.分别以乙醇和叔丁醇做为自由基猝灭剂,检测到体系中存在硫酸根自由基与羟基自由基,且酸性时以硫酸根自由基为主导,而中性和碱性时以羟基自由基为主导,说明随pH值的升高体系中发生了SO_4~(-·)向HO·转化.当HCO_3~-浓度从0增大至0.01 mmol·L~(-1)时,其对KTP的降解起到促进作用,继续增大至10 mmol·L~(-1)时,对KTP的降解起抑制作用.HA在0至10 mg·L-1浓度范围内对KTP的降解起到促进作用,继续增大至50 mg·L~(-1)时则表现出抑制作用.自然水体中低浓度的腐殖酸、碳酸氢盐对KTP的降解起到促进作用,而高浓度则表现为抑制作用;采用UPLC/MS/MS对KTP降解产物进行鉴定,推测KTP在Fe~(2+)/PMS体系下的降解途径主要涉及脱羧反应、酮基化反应和羟基化反应;用发光菌急性毒性实验评价了KTP降解过程中的毒性变化,发现KTP氧化过程中体系的毒性低于氧化前KTP的毒性,表明Fe~(2+)/PMS体系是一种有效降低KTP毒性的方法.     

一株微囊藻毒素-LR降解菌的降解特性

研究了从某人工湖底泥中筛选出的1株能够降解微囊藻毒素-LR(MC-LR)的菌株JM13的降解特性.实验结果表明,当加入50 mg·L-1淀粉作为外加碳源时,菌株对初始浓度为0.5 mg·L-1MC-LR的降解率可达44.5%;低浓度重金属Cu2+的加入可在一定程度上提高菌株对MC-LR的降解,降解率可达到44.8%;随着时间的延长,菌株对MC-LR的降解率不断增大,到第10天达到52.6%,当投入菌龄为36 h的菌悬液时,降解率可达到55.4%.对该菌株细胞表面疏水性(CSH)的测试结果显示,在菌JM13细胞表面疏水性最大的情况下(即有机∶相水相=3∶4时),添加淀粉及低浓度(0.5 mg·L-1)Cu2+可以在一定程度上抵御降解过程中细菌表面疏水性的降低,使菌体细胞能更好地同污染物接触,从而在一定程度上提高菌株对MC-LR的降解.