Fe(Ⅲ)微生物还原机理及其研究进展

厌氧异养型微生物还原Fe(Ⅲ)的同时可以氧化降解有机物,在污染环境修复中具有积极的作用.目前对Fe(Ⅲ)微生物还原的物理、生物化学特性的认识还十分有限.总结了近年来自然环境中Fe(Ⅲ)还原菌的单菌种分离情况和混合菌的降解作用,探讨了Fe(Ⅲ)还原以及有机物降解的机理,分析了Fe(Ⅲ)可能对微生物产生的抑制作用,并提出了进一步研究的方向.     

壳聚糖在固定化光合细菌处理染料活性艳红X-3B中的应用研究

采用海藻酸钠对光合细菌进行包埋,并在固定化过程中加入壳聚糖,研究添加了壳聚糖的固定化细胞在不同条件下对活性艳红X-3B的脱色效果及其降解动力学.实验结果表明,在厌氧条件下,X-3B的脱色效果较好;染料浓度在30～300 mg/L之间变化时,厌氧降解动力学方程均符合一级动力学方程;降解速率与染料初始浓度之间关系符合Michaelis-Menten方程,反应动力学参数Km=374.96 mg/L,Vmax=7.53 mg/L·h.振荡有利于脱色并使半衰期缩短;固定化小球可重复使用.     

白腐真菌降解阿维菌素废水的试验研究

利用前期实验筛选出的4株优势白腐真菌，处理阿维菌素废水经厌氧处理后的出水，实验结果表明，白腐真菌对该废水具有较好的处理效果，且其生长特性与处理效果基本正相关。     

固定化催化剂光反应器降解有机物研究进展

本文系统介绍了在TiO2 的非悬浆式体系中 ,光催化氧化有机污染物效率的影响因素、新型光反应器的特点以及污染物的降解动力学规律。可以预见 ,光催化氧化与传统的处理方法相比 ,有着良好的应用前景。     

六氯苯的O3及UV/O3高级氧化降解试验研究

采用O₃、UV/O₃高级氧化法对水中六氯苯（HCB）的降解效果及机理进行了研究，并对结果进行了比较，结果表明，UV本身对HCB的去除率贡献不大，HCB可被O₃、UV/O₃快速降解，即UV＜O₃＜UV/O₃；O₃、UV/O₃作用时，提高体系的初始pH值不利于HCB的降解，在pH＝3，HCB=0.2 mg/L，反应40 min时，HCB的去除可达50%左右，酸性条件下有利于降解反应的进行；无论是O₃单独作用还是UV/O₃联合作用，HCB的降解基本上满足准一级反应动力学规律，如果体系的pH值基本保持恒定，这种规律就更为明显。根据离子色谱(IC)、GC对六氯苯降解中间产物进行了测定，探讨了O₃、UV/O₃降解六氯苯的途径和机理。     

高频超声辐照降解水中4-氯酚的研究

本文着重探讨了高频超声波 (1.7MHz)降解 4 氯酚的反应过程和反应机理 ,研究了高频超声波降解 4 氯酚的效果 ,并讨论了 4 氯酚初始浓度等因素对降解效果的影响。高频超声波降解 4 氯酚为一级反应 ,超声波空化效应在降解过程中起主导作用     

水体中卤代芳烃污染状况及降解途径研究进展

介绍了卤代芳烃对水环境所造成的污染和危害 ,并对水体中该类污染物降解技术研究进展进行了综述。着重介绍了光降解及光催化技术、化学氧化法、氢解还原和辐射降解等技术在该领域的有关研究。     

对苯二甲酸二甲酯及其异构体的好氧微生物降解

从红树林底泥中以对苯二甲酸二甲酯和间苯二甲酸二甲酯为碳和能源通过富集培养分离到 5株细菌 ,并对其进行了鉴定 ,分别是PasteurellamultocidaSDMTa (多杀巴斯德氏菌 )、KlebsiellaoxytocaSDMTb (产酸克雷伯氏菌 )、Klebsiellasp .SDMTc (克雷伯氏菌株 )、SphingomonaspaucimobilisSDMIy (少动鞘氨醇单胞菌 )和Methylobac teriummesophilicumSDMIr (嗜中温甲基杆菌 ) .这些微生物对对苯二甲酸二甲酯及其异构体间苯二甲酸二甲酯有较强的降解能力 .在pH为 7的条件下 ,浓度为 98mg/L的对苯二甲酸二甲酯 (DMT)可在 36d内被完全降解 ,主要中间产物为对苯二甲酸一甲酯 (MMT)和对苯二甲酸 (TA) .在混合培养条件下 ,浓度达 2 2 0mg/L的间苯二甲酸二甲酯在 35d内降解达 99%以上 ,但其中间产物间苯二甲酸一甲酯 (MMI)不能被降解而在培养液中积累 .根据鉴定出的中间产物 ,对苯二甲酸二甲酯的生化降解途径为 :DMT→MMT→TA→CO2 H2 O .研究结果表明 ,对苯二甲酸二甲酯的 2个酯基的水解是决定其完全矿化的重要起始步骤 .对苯二甲酸二甲酯比间苯二甲酸二甲酯更容易被降解 .图 6表 2参 18     

Chloroacetic acids in environmental processes

The fate of chloroacetic acids (CAA) in forest soils was studied using radio-indicator methods. We showed that chloroacetic acids are both microbially degraded and simultaneously formed by chloroperoxidase-mediated chlorination of acetic and humic acids. The degree of biodegradation of chloroacetic acids in soil depends on their concentration. Dichloroacetic acid (DCA) is degraded faster than trichloroacetic acid (TCA). Chlorination of acetic acid led to a fast formation of dichloroacetic acid, whereas chlorination of humic acids gave rise to trichloroacetic acid. Both processes lead to a steady state in soil, participate in the chlorine cycle and possibly also in decomposition of organic matter in forest ecosystems.