生物降解性能（精选十篇）
生物降解性能 篇1
1 试验设计
1.1 试验材料
实验用地膜样品及其相应规格如表1所示。其中, 双降解生态地膜样品“降解A”、“降解B1”、“降解C”分别为三种不同配方、降解时间不同的氧化—生物双降解生态地膜, “降解B2、B3”是与降解B1配方相同, 厚度不同的氧化—生物双降解生态地膜。
1.2 试验方法
试验安排在蓝田县三里镇杨村五组, 面积1亩, 为夏闲地, 每种地膜覆盖20m, 各块之间间隔1m, 排列顺序为自西向东为1~8号。试验于2013年8月4日铺设地膜。覆膜前测定不同规格地膜1m长重量。
2 测定内容
2.1 当地气温及降雨量 (表2)
每10天为一个测算周期, 测定降雨量、最高气温、最低气温及平均气温。
2.2 土壤温度和含水量测定 (表3、表4)
从地膜铺设后每10天取一次数据, 分别测定双降解地膜和普通地膜膜下15cm深土壤14:30时的温度;同时在15cm土层, 按梅花形或S形采集3~5个样点的土壤样品, 用烘干法测定土壤含水量。
单位:℃
单位:%
2.3 地膜降解性能 (表5)
观测试验地中地膜变化情况, 从地膜铺设后第10天开始, 每10天观察记录一次地膜变化情况 (降解孔洞数、裂口数、降解比例、降解面积等现象) , 标记地膜开始降解时间。
3 试验分析
3.1 不同地膜降解情况
氧化—生物双降解生态地膜A降解性能最好, 覆膜后10天开始降解, 20~30天时降解迅速, 40天露地部分覆盖度仅为20%, 随着降解, 地下15cm地温随之下降。
氧化—生物双降解生态地膜B1降解性能次之, 覆膜20天后开始降解, 50天左右时降解迅速, 80天后覆盖度为30%, 同时降解速度减缓, 随着降解, 地下15cm地温随之下降。
氧化—生物双降解生态地膜B2、B3降解性能基本相当。差于B1, 覆膜30天后开始降解, 50天左右时降解速度最快, 100天后覆盖度为25%, 随着降解, 地下15cm地温随之下降。
氧化—生物双降解生态地膜C降解最慢, 覆膜30天后开始降解, 覆盖度降至25%大约需要110天。
各规格地膜在地上部分降解基本结束后, 将地下部分翻出地表, 经过50~100天后都能完全降解。
3.2 不同地膜对土壤温、湿度影响
各规格地膜覆盖后都起到了增温效果, 因各种地膜厚度不同, 地温略有差异。随着地膜降解, 地温开始下降, 覆盖度在50%时, 地温下降明显。各规格地膜覆盖后保墒性能良好, 失墒较慢。在遇到降雨后地下20~50cm土壤墒情较0~20cm回升快。当地膜降解后, 墒情开始下降, 在覆盖度60%时, 失墒较快。
3.3 不同地膜降解与温度关系
氧化—生物双降解生态地膜降解速度与温度变化关系密切, 温度高时地膜降解速度快, 温度低时地膜降解速度缓慢。在温度降至10℃以下时, 氧化—生物双降解生态地膜降解速度明显减慢。
4 试验结论
生物降解性能 篇2
苯系化合物在硝酸盐还原条件下的生物降解性能
摘要：运用驯化的反硝化混合菌群进行了苯系化合物(BTEX)的厌氧降解试验.结果表明,混合菌群能够在反硝化条件下有效降解苯、甲苯、乙苯、邻二甲苯、间二甲苯和对二甲苯.BTEX的降解规律符合底物抑制的Monod模型,当初始浓度小于50mg・L-1时,6种受试基质的.厌氧降解速率顺序为:甲苯＞乙苯＞间二甲苯＞邻二甲苯＞对二甲苯＞苯.整个试验过程中NO3-的消耗与苯、甲苯、乙苯、邻二甲苯、间二甲苯及对二甲苯生物降解之间的摩尔比分别为:9.47,9.26,11.14,12.46,13.36,13.02.混合菌群厌氧降解BTEX时需要NO3-为电子受体进行起始反应,能够以NO3-或NO2-为电子受体进一步降解生成的中间产物.作 者：豆俊峰 刘翔 DOU Jun-feng LIU Xiang 作者单位：清华大学环境科学与工程系,北京,100084 期 刊：环境科学 ISTICPKU Journal：CHINESE JOURNAL OF ENVIRONMENTAL SCIENCE 年，卷(期)：, 27(9) 分类号：X523 关键词：苯系物 厌氧生物降解 硝酸盐还原武大研发成功新型生物降解膜等 篇3
该膜可溶，剪一小块入口２０秒即可溶解无残渣；也可生物降解，其废弃物不会造成环境污染。（湖北）
手动喷雾器功能多
农业部南京农机化研究所（邮码：２１００１４，电话：０２５－４３４６２１１）前不久研制成功３ＷＡ－１６型安全高效多功能背负式喷雾式喷雾器，该机密封性好，操作安全可靠；揿压式开关，可点喷或连续喷雾；多种喷射部件快速接头，可实现高、低容量喷雾和宽幅喷洒作业；压杆操作方便、省力，可用于各种作物的病虫害防治。（江苏杨安）
棉花新品种“农杂６２”通过审定
湖南农业大学棉花研究所（邮码：４１０１２８，电话：０７３１－４６１８１５５）选育的杂交棉花新品种——农杂６２，２００２年通过了湖南省品种审定。
该品种早熟不早衰，抗棉铃虫、红铃虫，抗枯萎病，耐黄萎病，纤维长、较细、强度好，６６７平方米（１亩）产籽棉３００公斤，皮棉１２５公斤。（湖南陈玉）
晚熟葡萄新品种通过鉴定
山东省平度市致富果树良种场（邮码：２６２８００，电话：０５３２－５３２１８８８）孙国锋场长培育的晚熟致富王、致富１号、致富２号、致富３号和致富骆驼奶子系列葡萄新品种，最近通过了平度市科委主持的专家鉴定。“致富”系列品种表现出大粒、抗病、丰产、耐储运，综合性状优良。（山东平频）
新型紫菜采摘机问世
由江苏省南通光华水产品有限公司（邮码：２２６４０９，电话：０５１３－４５９４３５５）研制的半浮动筏式栽培紫菜采摘机，最近通过了江苏省科技厅主持的技术鉴定。一台采摘机用人工６个，一个潮水采摘２公顷，提高工效２０倍，每公顷紫菜的采收成本为人工采收的１／３，适合在潮间带退潮干露后的沙质滩涂作业。（江苏王明俊）
大豆新品种“科新４号”通过审定
中国科学院遗传研究所（邮码：１０００１２，电话：０１０－６４８８９３５７）选育的中熟春大豆新品种“科新４号”，２００２年通过了北京市品种审定。
该品种抗花叶病毒病，抗倒伏性较强，平均６６７平方米（１亩）产量为１５６．３公斤，籽粒蛋白质含量４１．７２％，脂肪含量２０．６０％。（北京李林涛）
芝麻新品种“豫芝１１号”通过国家审定
河南省农科院棉花油料作物研究所（邮码：４５０００２，电话：０３７１－５７１２５２１）培育的芝麻新品种——豫芝１１号，去年通过国家审定。
医用生物皮片降解性能的研究 篇4
关键词：医用生物皮片,体外降解,人体模拟液
皮胶原的结构特征决定了其特定的生物医用性能,我们在国内外制备医用生物皮片材料的基础上,研制了具有三维结构的医用生物皮片材料,这不仅具有重要的现实意义和科学价值,也具有广阔的市场前景[1,2]。作为医用材料,必须具有一定的生物降解性能。人体体液的成分非常复杂,分为外液和内液,外液主要含有Na+、Ca2+、 Cl-、HCO-3;内液主要含有K+、Mg2+、HPOundefined,人体体液pH值一般处于7.35～7.45[3,4]。人体在手术后,由于新陈代谢与体内吸收作用而产生二次酸毒症,使人体体液的局部pH会有所下降[5,6]。因此,本实验设计将医用生物皮片在pH分别为3.8、4.8、7.5和8.0的缓冲液与pH为6.0的Hank人体模拟液中进行降解实验。
1 实验部分
1.1 主要实验材料与仪器
医用生物皮片,江阴奔翔生物科技有限公司;DK-SD电热恒温水浴箱CH-82 ,上海医用恒温设备厂;高压蒸汽灭菌锅 CDZX-50KBS,美中互利工业公司;超净工作台SW-CJC1F,苏州净化设备厂;收缩温度计SW-1,长春市五金工具厂。
1.2 皮片在Hank人体模拟液中降解
配制Hank人体模拟液[7],Hank人体模拟液成分如下:8.0 g/L NaCl,0.4 g/L KCl,0.14 g/L CaCl2,0.35 g/L NaHCO3,1.0 g/L葡萄糖,0.1 g/L MgCl2.6H2O,0.06 g/L MgSO4·7H20,0.06 g/L KH2PO4,0.06g/L Na2HPO4·12H2O。由HCl与NaOH调节至中性略偏酸以防沉淀,pH值约6.0。将皮片放置于小型具塞离心管内,每支样品中加入Hank人体模拟液8 mL,在37 ℃恒温水浴条件下降解。经预实验结果,采取两组平行的Hank人体模拟液,每3 d换液一次,每6 d检测其降解情况,总时间为一个月。
1.3 皮片在不同pH下的缓冲液中降解
配制pH为3.8和4.8的0.2 mol/L醋酸缓冲液,pH为7.5和8.0磷酸缓冲液[8]。将皮片放置在小型离心管中,按照比例每支样品中分别加入缓冲液8.0 mL,在37 ℃恒温水浴条件下降解。每3 d换液一次,每6 d检测其降解情况,为期一个月。
1.4 皮片收缩温度的检测
将0.5 cm×7 cm医用生物皮片置于收缩温度检测仪上,初始水温低于材料收缩温度值15 ℃以上,设置升温速率为4 ℃/min,每6 d检测一次。
1.5 皮片失重率的测定
在每一个取样检测时间点,将材料从降解液中取出,用足量的双蒸水冲洗,材料有碎片时用已干燥恒重的滤器过滤,将所有样品、碎片放置已经洗净恒重的称量瓶中,在(102±2)℃恒温干燥箱里恒量干燥5 h,取出称量瓶,盖好瓶盖,在真空干燥器中冷却30 min后称量。然后每复烘1 h,冷却30 min称重一次,直至前后两次质量分数之差不超过0.1%即为恒量。总干燥时间不超过8 h。降解前材料质量为W0,降解后材料质量为Wr,计算公式:质量损失百分率=[(W0-Wr)/ W0]×100%。
2 结果与讨论
2.1 收缩温度的检测
实验前,检测出材料最初的收缩温度。由于收缩温度因取样的位置不同而不同,故收缩温度值仅能宏观表征其降解情况,无法准确测定其降解速率。从表1中可以看出,在醋酸盐缓冲液中,30 d内皮片的整体收缩温度变化不大,主要原因是溶液中的H+尚未完全破坏医用生物皮片的组织结构,皮片仍然完好。在Hank人体模拟液中,30 d内,溶解中的盐离子未破坏医用生物皮片的组织结构,造成了降解现象不明显,收缩温度也基本不变。材料在弱碱性磷酸缓冲液中,随着降解时间的增加,皮片降解率也不断增加,且pH值越偏离Hank人体模拟液pH值的收缩温度降低速率就越快,主要因是因为碱性增强,对皮片的胶原破坏程度加快,因此降解速率加快。
2.2 失重率的测定
图1中皮片在由盐离子组成的Hank人体模拟液中降解率随着时间的增加而增加,但总体速率很慢,30 d降解率不超过6%。降解的最初几天里,皮片纤维因吸附Na+、K+等离子,造成了皮片增重现象,后期因降解速率增加,皮片有部分降解现象。从30 d的降解情况可以推断,盐离子对皮片降解的作用是影响力较小,皮片在Hank人体模拟液中的降解不满足临床快速检测需求。人体体液不仅含有盐离子溶液,还存在其它因素。
图2中皮片在醋酸缓冲液中的降解率随着降解时间的延长而增加,高浓度H+的醋酸缓冲液降解速率要高于低浓度H+的醋酸缓冲液,30 d内降解率约7%。最初6 d内,两浓度降解速率相差不多,降解第6天后,皮片在pH=3.8醋酸缓冲液条件下第12天降解4.5%,pH=4.8醋酸缓冲液条件下第12天降解3.8%左右。因为H+破坏了皮片胶原中的色氨酸,丝氨酸和酪氨酸,且能够破坏肽键,与羧基结合,造成了组织结构的松散,随着H+浓度的增加,对皮片中的胶原作用越强,降解速率越快。
从图3中可以看出,随着降解时间的增加,皮片的降解率基本呈增长趋势。降解30 d里,皮片在碱性缓冲液中降解率仍未超过10%,可以知道碱性磷酸缓冲液对皮片的降解能力不强。皮片在pH=8.0磷酸缓冲液中,起初6 d里,降解速率低于在pH=7.5磷酸缓冲液中, 可能原因是皮片吸收了部分降解液,造成增重现象,降解第12 d后,皮片在pH=8.0磷酸缓冲液的降解速率要快于在pH=7.5磷酸缓冲液的降解率,这是因为OH-破坏了胶原中的含有羟基和巯基的氨基酸,且会产生消旋作用,随着碱性的增强,对皮片胶原的降解程度更大。
3 结论
人工皮肤材料是近年来皮肤移植治疗中较理想的真皮代用品,国外已有多种商品化的组织工程皮肤,如Ep icel、Integra、Ap ligraf等,国内也有许多人研究[10,11]。作为人工皮肤材料,除了要求有良好的生物相容性之外,还需具有适当的降解速率。本实验通过在不同pH条件下医用生物皮片降解性能的研究,得到以下结论:
1)不同浓度的盐离子成分对医用生物皮片降解影响较小。皮片在由不同盐组成的Hank人体模拟液中,30 d降解6%左右,各时间测得的收缩温度也变化不大,因此,可以认为不同浓度的盐离子对医用生物皮片的降解能力不强。
2)低浓度H+对医用生物皮片的降解影响较小。在pH值为6的Hank人体模拟液中,皮片在30 d时的降解率还不到10%,收缩温度变化也很小。而在pH值更低的醋酸缓冲液中,第30天的降解率也仍不足10%。因此,可以推断H+对医用生物皮片降解性能的影响较小。
3)在弱碱性条件下,随着降解时间的增加,皮片降解率也不断增加,且pH值越偏离Hank人体模拟液pH值的收缩温度降低速率就越快。
4)弱碱对皮片的作用效果不强,虽然破坏了胶原中的含有羟基和巯基的氨基酸,但皮片的三维结构仍保持完好,30 d 内降解不明显,组织结构完好。
参考文献
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生物降解性能 篇5
原油降解菌丝状真菌的筛选及降解性能研究
从南京炼油厂原油污染的土壤中筛选得到2株高效降解原油的.菌株,OBD-LM2和OBD-HQM,经初步鉴定菌株OBD-LM2为木霉属,菌株OBD-HQM为曲霉属.原油液体培养基中添加N、P营养盐、温度为25～35℃、盐度<3%时7d菌株OBD-LM2原油降解率为40%～68%,菌株OBD-HQM为35%～55%.采用GC、GC/MS对两株霉菌的原油降解前后组分进行测定,结果表明:菌株OBD-LM2的原油组分降解范围为C11～C28并有许多种类的短链烃(C10)产生,菌株OBD-HQM的原油降解范围仅为C11～C20.
作 者：沈薇 杨树林 宁长发 SHEN Wei YANG Shu-lin NING Chang-fa 作者单位：南京理工大学生物工程研究所,南京,210094刊 名：环境科学与技术 ISTIC PKU英文刊名：ENVIRONMENTAL SCIENCE & TECHNOLOGY年，卷(期)：200629(5)分类号：X17关键词：原油污染 生物降解 降解特性
生物降解性能 篇6
考察树脂生物降解性能通常采用土壤掩埋法和琼脂培养法进行定量和定性评价[6,7,8,9,10,11,12]。定量评价需要根据实验数据(如样品重量,二氧化碳释放量,氧气消耗量等)计算生物降解率,来考察树脂的降解性能;由于高吸水树脂吸水后往往形成凝胶,采用重量法和收集气体定量评价时误差较大,重复性较差。而定性评价则是通过直接观察高吸水性树脂表面所发生的变化及其变化的程度,判断是否可降解和降解速率的相对快慢,是目前评价高吸水性树脂生物降解性能常用的方法。
作为实验室研究生物降解性的常用菌类微生物有枯草杆菌、金黄色葡萄球菌、芽孢杆菌和大肠杆菌、黄曲霉、米曲霉和黑曲霉等。由于枯草杆菌和黑曲霉广泛分布于自然界,在土壤、空气、水中都有这两种菌的存在,易于培养与成活,可以缩短高吸水性树脂生物降解的时间,同时也能达到观察高吸水性树脂的生物降解过程及分解程度的目的。而且黑曲霉与高吸水性树脂的颜色对比明显,易于观察,故选取枯草杆菌和黑曲霉作为降解微生物,进行棉籽蛋白-聚丙烯酸(CP-PAA)高吸水性树脂的微生物降解实验研究。
1 实验部分
1.1 原料与试剂
棉籽蛋白-聚丙烯酸高吸水性树脂(按相关文献[13]制备),其他化学试剂均为分析纯。
1.2 无碳源察氏营养液的配制
察氏培养液是常见的比较适宜青霉、曲霉的鉴定及保存菌种用的培养液,考虑到该培养液配方中蔗糖的加入引入了碳源,可能会影响实验结果的准确性,因此,在配方中去除了蔗糖,配制了不含蔗糖的无碳源察氏无机盐培养液(硝酸钠3.0g,磷酸氢二钾1.0g,七水硫酸镁(MgSO4·7H2O)0.5g,氯化钾0.5g,硫酸亚铁0.01g,溶于1000mL蒸馏水中)。
1.3 生物降解方法
取棉籽蛋白高吸水性树脂样品置于培养液中浸泡,溶胀8-24h饱和吸液后滤去凝胶上多余的水分,置于培养皿中;将培养好的枯草杆菌与黑曲霉分别加入少量同一培养液中,搅拌均匀,用移液器准确吸取1mL含有菌种的培养液,均匀加入培养皿中,盖上盖,将培养皿分别置于30℃(枯草杆菌)和37℃(黑曲霉)恒温培养箱中,定期观察菌种的生长情况并照相记录。
1.4 树脂结构表征
红外光谱( FT-IR) 分析:将经黑曲霉/枯草杆菌生长90天后的的凝胶样品用无水酒精反复将表面洗净,在60℃下烘干至恒重,用德国Brucker 公司生产的Vector 33 FT-IR红外光谱仪对得到的树脂样品进行红外光谱分析,采用溴化钾压片测试,扫描范围为500～4000cm-1。
扫描电子显微镜(SEM) 分析:将前述样品表面喷金后用FEI公司生产的Quanta 400F型热场发射环境扫描电镜观测树脂的表面形貌。
2 结果与讨论
2.1 树脂生物降解的定性分析
通过不同时间下枯草杆菌与黑曲霉的培养,定期拍摄微生物在棉籽蛋白高吸水树脂上的生长情况(5天,15天,25天,35天,50天,80天),其结果见图1和图2。
由枯草杆菌的实验图片可见,从第5天开始,树脂表面有两处位置可见明显的细菌生长,第15天可见四处明显的细菌生长位置,随着时间的延长,树脂上的细菌生长越来越茂盛,覆盖吸水树脂表面增多;第25～50天树脂上细菌生长的有些部位连成一片,树脂表面大约有40%的面积被细菌所占据;但是在50天以后,肉眼难以分辨出菌体的生长还在继续增加;直到80天后树脂上仍然有大量的活菌体可见,但是由于水分的蒸发,树脂开始变得比较干,菌体生长似乎开始减缓,细菌占据的部位颜色变深,菌体覆盖的面积基本没有变化了。
由黑曲霉的实验图片可见,从第5天开始,树脂表面可见明显的霉菌生长,其后的15～35天树脂表面的霉菌菌丝略有增长,但是没有枯草杆菌实验那么明显,而且只是在当初的接种位置持续生长并未扩散到其他的位置;到50天以后,霉菌菌丝的增长似乎已经停顿;到第80天时树脂表面仍可见霉菌的菌丝存在,但是霉菌覆盖的面积并没有增多。
由实验结果可知,枯草杆菌与黑曲霉均能在CP-PAA高吸水性树脂中生长,肉眼观察到实验中枯草杆菌的生长效果要明显很多,由于在实验范围内所采用的无机盐营养液中不含有碳源,因此可以认为微生物的生长利用的是CP-PAA树脂中的碳源,表明CP-PAA高吸水性树脂具有一定的生物降解性,这两种自然界常见的微生物均能使树脂降解。
2.2 降解后树脂的红外光谱分析
从图3的红外光谱可见,降解后的CP-PAA树脂的谱图与PAA的谱图非常接近,而在1636cm-1附近未曾见到蛋白质肽键中酰胺键的吸收峰,CP-PAA树脂中的棉籽蛋白部分被微生物分解后成为小分子,不再保留在树脂内部。但是,降解后丙烯酸1573cm-1及1410 cm-1附近的特征吸收峰仍然保留,表明微生物只是分解了蛋白部分,而对树脂中丙烯酸部分仍然无法利用,所以微生物只是部分降解了CP-PAA树脂。
树脂的红外光谱图
2.3 降解前后树脂SEM图片分析
由图4的SEM图可见,降解前的CP-PAA树脂表面有许多突起,这些结构呈不定型的无规堆积状,比较密集;从放大10000倍的图片可以发现这些突起呈鳞片状或层状,无规堆积起来因而质地相对疏松。由黑曲霉和枯草杆菌生物降解后,树脂表面的突起消失,形成比较规整的大小不一的网状孔洞,由放大10000倍的图片可以发现树脂形成的大小不一孔洞深入到树脂结构内部,网孔周边的结构看起来比较致密和牢固,能够给予网孔以足够的支撑。这是由于树脂中的棉籽蛋白部分更容易为微生物所利用,微生物首先将树脂中棉籽蛋白部分降解掉而留下在短时间内无法降解的丙烯酸部分,剩下的丙烯酸部分在交联剂的作用下保持原有的结构,由于树脂是在吸水状态进行的降解实验,洗涤干燥后水分蒸发逸出,留下了较规整的网状结构。
(左图:2000倍,右图:10000倍)
从SEM图的分析可以发现生物降解后树脂的表面结构产生了明显的变化,从侧面表明黑曲霉和枯草杆菌对树脂的降解有一定的促进作用,但是在实验条件下树脂的降解并不彻底,黑曲霉和枯草杆菌并不能使CP-PAA树脂100%完全降解。
综合以上分析结果可知,由于实验中合成的CP-PAA树脂的蛋白含量不超过10%,树脂的主体部分仍然以聚丙烯酸为主,当树脂中棉籽蛋白部分生物降解后,接枝或交联的其它组分(如聚丙烯酸)仍保留下来,未达到100%降解。尽管如此,棉籽蛋白的引入使CP-PAA树脂在微生物作用下大分子骨架结构更易于断裂成小的链段,从而可加速其降解成为小分子化合物的进程。
3 结论
生物降解性能 篇7
微生物降解作用是自然界中有机物最终矿化的唯一途径[12], 是决定有机污染物环境归宿的关键。研究BP-3和BP-4的生物降解有助于深入了解它们的迁移转化规律, 不仅为控制污染、保护环境提供理论依据, 还可为研制环境友好型防晒剂提供参考, 同时也有助于为有效处理含防晒剂的有机废水提供思路。截至目前, 国内未见有关BP-3和BP-4生物降解的报道。
本工作采用欧洲经济合作发展组织 (OECD) 提出的生物降解测试标准方法—301F测压呼吸计量法 (OECD-301F法) [13]研究BP-3和BP-4的好氧生物降解性能, 并考察其降解动力学以及共代谢现象。
1 实验部分
1.1 试剂、材料和仪器
BP-3:纯度为99%;BP-4:纯度为97%;苯甲酸钠:纯度为98%;甲醇:分析纯;乙腈:分析纯;四氢呋喃:分析纯。
接种物:采自上海某城市污水处理厂曝气池的新鲜活性污泥。
B P-3溶液:B P-3质量浓度为0.030~0.225mg/L的甲醇溶液;BP-4溶液:BP-4质量浓度为0.052~0.520 mg/L的甲醇溶液。
301F无机培养基以及苯甲酸钠母液的制备方法参见文献[13] (OECD标准) 。
Oxi Top OC 110 WTW型BOD呼吸计:德国WTW公司;Acquity UPLC型超高效液相色谱系统:Waters公司。
1.2 实验方法
OECD-301F法是以受试物在一定时间内被微生物氧化所需要的耗氧量 (BOD, mg/L) [13]为指标, 研究化学品的生物降解性的经典方法, 其结果反映的是化学品在环境中最终转化为无机物的程度。因其方法规范严格且具有良好的实验重现性和精确性, 而被国外许多实验室采用[14]。设备感测探头可以在28 d内连续记录360个BOD数据, 为降解动力学的分析提供足够的数据支持[15]。
按照文献[13], 采用BOD呼吸计进行OECD-301F法实验。将添加不同组分的反应瓶分组, 每组3个平行样, 启动感测探头后在22℃培养箱中避光培养28 d。根据反应体系内的氧气消耗量, 通过电化学分析过程得出BP-3和BP-4的BOD。
OECD-301F法规定:受试物的浓度为理论需氧量 (受试物完全氧化时所需的耗氧量, Th OD) 50.0~100.0 mg/L或质量浓度为100 mg/L, 接种物浓度 (以活性污泥悬浮固体计) 为30 mg/L[13]。本实验兼顾方法规定以及污染物的实际环境浓度, 设置BP-3的质量浓度为30.00 mg/L (Th OD=65.1 mg/L) , BP-4的质量浓度为32.00 mg/L (Th OD=51.5mg/L) , 参比物苯甲酸钠的质量浓度为100.00 mg/L (Th OD=167.0 mg/L) 。实验方案见表1。
注:“+”表示添加;“-”表示不添加。
设置空白组的目的是为得到不含受试物时的接种物微生物的BOD;设置阳性对照组的目的是为了以苯甲酸钠为参比物, 验证活性污泥的有效性;设置无菌对照组的目的是考察是否存在非生物转化;设置毒性控制组的目的是为了考察受试物对微生物是否存在严重毒性抑制, 以确保降解结果的可信度[13]。
根据BOD数据, 按式 (1) 计算受试物的可生物降解率 (α, %) , 以此来间接表征受试物的最终可生物降解程度[13]。
式中:BODS为试样组生物需氧量的平均值, mg/L;BODB为空白组生物需氧量的平均值, mg/L;ρ0为受试物的初始质量浓度, mg/L。
1.3 BP-3和BP-4的超高效液相色谱分析方法
检测器:二极管阵列检测器 (PDA) ;色谱柱:Waters BEH C18 (50.0 mm×2.1 mm×1.7μm) 。柱温:40℃;进样体积:2μL;体积流量:0.4 m L/min;检测波长:285 nm (BP-3) , 320 nm (BP-4) 。
BP-3的测定:流动相为不同体积分数的甲醇-水溶液。梯度洗脱顺序:0~0.5 min, 10% (甲醇体积分数, 下同) ;0.5~3.5 min, 100%;3.5~7.0min, 10%。取250 m L含BP-3的混合洗脱液分3次加入100 m L四氢呋喃, 超声处理30 min, 磁力搅拌5 min。取10 m L混合溶液, 加入10 m L四氢呋喃, 混匀后取1.8 m L二次混合溶液, 13 000 r/min离心10 min, 取上清液100μL, 甲醇稀释100倍, 用超高效液相色谱仪测定BP-3的质量浓度。
BP-4的测定:流动相为不同体积分数的乙腈-水溶液。梯度洗脱顺序为:0~0.5 min, 10% (乙腈体积分数, 下同) ;0.5~3.5 min, 100%;3.5~3.7 min, 10%;3.7~7.0 min, 10%。取1.8 m L混合溶液, 以13 000 r/min的转速离心10 min, 取上清液100μL, 以体积分数为50%的乙腈-水溶液稀释100倍, 用超高效液相色谱仪测定BP-4的质量浓度。
按式 (2) , 由测定得到的质量浓度计算BP-3和BP-4的初级降解率 (β, %) 。初级降解率表征的是有机物分子的原始结构发生改变的程度。
式中:ρN为无菌对照组的受试物质量浓度, mg/L;ρS为试样组的受试物质量浓度, mg/L。
2 结果与讨论
2.1 BP-3和BP-4的好氧生物降解性能
阳性对照组及试样组中苯甲酸钠、BP-3及BP-4的生物降解曲线见图1。
●苯甲酸钠;■BP-3;▲BP-4
根据OECD标准, 阳性对照组的参比物在14 d时的可生物降解率要达到60%[13]。由图1可见, 在测试第5天, 阳性对照组的苯甲酸钠可生物降解率即达到65.00%, 已满足质量控制要求, 体现了实验的有效性。
由图1中BP-3的降解曲线可见:BP-3的可生物降解率首先经历大约6 d的迟滞期, 该期间可生物降解率为负值, 即受试物的BOD比空白低, 说明微生物的呼吸受到BP-3的抑制, 原因是微生物进入新环境时需要诱导特定的代谢酶, 或具备降解BP-3能力的微生物需要足够的增殖时间[16];但是通过几天的驯化后, 微生物便能把BP-3作为碳源加以利用, 使其得以迅速降解, 第13天的BP-3可生物降解率超过60%, 之后达到稳定期, 第28天时BP-3可生物降解率达到68.36%。依据OECD快速生物降解性判定标准[13], BP-3达到严格定义上的通过水平, 可判定其为易生物降解物质。美国毒理学数据库Toxnet有资料记载, 采用标准OECD-301C MITI (I) 法[13] (与OECD-301F法类似) 对BP-3进行快速生物降解实验, 其可生物降解率仅达4%, 并没有达到通过水平。这与本研究得到的结果存在明显差异。笔者推断原因可能是OECD-301C MITI (I) 法的接种物不同于OECD-301F法, 前者接种物源于实验室驯化污泥[13], 而后者则来自于污水处理厂的新鲜活性污泥。Forney等[17]的研究结果表明, 在实验室驯化前后, 新鲜活性污泥的微生物群落结构发生明显改变, 微生物种群多样性减少, 因此OECD-301C MITI (I) 法规定使用的接种物可能使原本存在的BP-3高效降解菌在驯化过程中丢失。就接种物来看, 本研究采用的方法结果更具代表性, 更能反映实际环境中的降解效果。
由图1中BP-4的降解曲线可见:BP-4的降解迟滞期较BP-3长, 为15 d;而在第28天, BP-4的可生物降解率仅为41.34%, 没有达到通过水平, 因此判定BP-4不易生物降解, 说明BP-4在环境中只能部分降解。但该结果并不表示BP-4在环境中一定持久存在, 若要证明这一点, 需进行更高层次的模拟实验。
从分子结构看, BP-4仅比BP-3在苯环上多1个磺酸基团。王奕等[18]认为磺酸基增大了生物反应的位阻效应, 削弱了微生物攻击碳核的能力, 阻碍了芳香族化合物的降解;另外由于极性比BP-3强, BP-4主要分布在水相, 对污泥的亲和力较弱, 减少了微生物与其反应的接触面积。这两个因素可能是BP-4比BP-3难降解的原因。
2.2 BP-3和BP-4的初级降解
分别取第28天的无菌对照组、试样组溶液进行测定, 生物降解前后BP-3和BP-4质量浓度的变化见表2。
由表2可见:无菌对照组的BP-3和BP-4的残留质量浓度与初始质量浓度基本一致, 表明BP-3和BP-4在去离子水中稳定, 不易水解;在BP-3试样组中, 其残留质量浓度为2.88 mg/L, 根据公式 (2) 计算得出其初级降解率为90.78%, 说明BP-3基本完成初级降解。该初级降解率之所以高于由BOD计算得到的可生物降解率, 是由于后者反映的是有机物完全转变成无机小分子的程度, 而前者仅代表化合物原始结构的变化程度。Balmer等[19]对瑞士某污水处理厂进出水中的BP-3进行了测定, BP-3初级降解率为93%~100%, 与本方法测得的初级降解率结果基本一致。另外从图1中BP-3的生物降解曲线也可看出, BP-3降解的中间产物在环境中的保留时间也应该较短, 对环境的影响小。
由表2还可见:在BP-4试样组中未检出BP-4, 可认为其初级降解率为100%, 然而由BOD计算得到的可生物降解率却很低 (见图1) , 说明BP-4生成了不易进一步转化的中间产物。通常, 在好氧条件下, 微生物对芳香族化合物的典型降解途径是通过合成加氧酶在邻位和间位的C—C键上形成C—O键, 以推动苯环裂解, 最后生成CO2和H2O[20]。BP-4的苯环上有1个磺酸基, 这是钝化反应的基团, 因此在BP-4分子结构中最难打开的是磺酸基所连接的苯环。笔者根据以上两点推断了BP-4生物降解反应的可能顺序及中间产物 (见图2) 。
2.3 BP-3和BP-4的生物降解动力学分析
参考Stasinakis等[21]的301F降解阶段动力学研究方法, 以最终BOD (BODult) 表征发生彻底降解的有机物的浓度, 用BODult与t时刻BOD测定值的差值 (BODr) 表征t时刻的有机物残余浓度, 将BODr随时间t变化的数据采用不同函数进行拟合。拟合结果表明, 用指数函数拟合的相关系数最高 (R>0.9) 。BP-3和BP-4的生物降解动力学参数见表3。由表3可见, BP-3和BP-4的生物降解均符合一级反应动力学模型;BP-3和BP-4的半衰期分别为1.986 d和2.806 d。根据欧盟法规《化学品的注册、评估、授权和限制》 (REACH法规) 对物质在水环境中是否具备“持久性”的判定依据 (物质在淡水中半衰期大于40 d则具备持久性) , 该两种物质均不会持久存在。因为该标准是针对实际环境下的半衰期, 所以BP-4是否为持久性物质尚需更多数据支持。
2.4 毒性控制组中的共代谢过程
阳性对照组、毒性控制组及试样组中苯甲酸钠、BP-3和BP-4的生物降解曲线分别见图3、图4。由图3、图4可见, 第14天时, 毒性控制组混合样的可生物降解率均大于OECD法规定的质量控制要求, 说明在所设浓度条件下BP-3和BP-4对微生物的正常代谢基本是无毒的。
由图3、图4还可见, 在实验最后一天 (即第28天) , 毒性控制组混合样的可生物降解率分别为78.67%和67.09%, 这比BP-3或BP-4单独存在的试样组的可生物降解率有所提高。由于OECD-301F法实验中的无机培养基本身并不含碳源, 笔者推断可生物降解率的提高可能是因为共代谢作用[22]。
●阳性对照组的苯甲酸钠;■毒性控制组的苯甲酸钠和BP-3;▲试样组的BP-3
●阳性对照组的苯甲酸钠;■毒性控制组的苯甲酸钠和BP-4;▲试样组的BP-4
3 结论
a) 在好氧条件下, 微生物对BP-3或BP-4的降解均需要一段适应时间。以BOD作为表征即时降解程度的参数, BP-3或BP-4的可生物降解率分别为68.36%和41.34%。根据OECD降解性判定标准, 前者为易降解物质, 后者为难降解物质。但BP-4比BP-3的初级降解程度略高, 存在较稳定的中间产物。
b) BP-3和BP-4的生物降解可用一级反应动力学方程描述, 拟合方程分别为BODr=88.049e-0.349和BODr=68.087e-0.247t, 半衰期分别为1.986 d和2.806 d。依据REACH法规, BP-3和BP-4不属于持久性物质, 但仍需进一步实验确定BP-4是否具有持久性。
PBS降解塑料降解性能的研究 篇8
关键词：聚丁二酸丁二醇酯,生物降解,热降解,光降解
塑料制品在生活中应用广泛,但其分子量大,耐酸耐碱,性能稳定,难以降解,极易对环境造成严重污染,因此可生物降解的聚合材料成为当今研究的热点之一[1]。聚丁二酸丁二醇酯(PBS)是一种新型脂肪族聚酯,具有良好的加工性能、生物降解性能和力学性能,可完全降解成CO2和H2O,成本低廉,备受人们的关注。PBS生物降解塑料作为可降解性的包装塑料,与保护环境、可持续发展战略的要求相符,具有很好的应用前景。近年来,国内对PBS降解塑料的研究也掀起热潮。
研究PBS塑料的降解性能,对于合成高性能PBS及共混降解塑料,以及加工过程中的工艺条件的优化具有重要的意义。本研究以PBS作为原料,通过压制的方法制成PBS塑料薄膜,主要研究了其生物降解、热氧化降解和光降解性能,采用乌氏黏度计测定PBS塑料降解前后的分子量的变化,利用傅里叶红外光谱对降解过程中的光谱特性进行表征[2]。
1 实验部分
1.1 试剂
PBS颗粒,日本昭和高分子公司;磷酸二氢钾、磷酸氢二钾、硝酸钠、硫酸亚铁、硫酸镁、氯化钾、氢氧化钠、三氯甲烷,以上药品皆为分析纯,市售。
1.2 仪器及设备
乌氏黏度计,上海启航玻璃仪器厂;傅里叶变换红外光谱仪(WQF-310),北京第二光学仪器厂;紫外灯,北京精英特种灯泡厂;电子天平,上海精科天美科学仪器有限公司;加氧泵;磁力搅拌器;电热鼓风干燥箱;恒温培养箱;160目标准筛。
1.3 试样制备
称取5克PBS颗粒,用65mL氯仿溶解于锥形瓶中,搅拌2h,将搅拌均匀的溶液取少量于玻璃片上,用两个玻璃片挤压成膜,待溶剂挥发完后,用洗瓶冲洗,小心剥离薄膜,室温下干燥24h至恒重。
1.4 生物降解实验
无机培养液的制备:参照GB/T 19275—2003[3]配制无机培养液,使PBS薄膜作为唯一碳源进行降解[4]。配制方法:NaNO3 2g,KH2PO4 0.7g,K2HPO4 0.3g,MgSO4·7H2O0.5g,KCl 0.5g,FeSO4·7H2O 0.01g,蒸馏水1000mL,用0.01mol/L灭菌的NaOH溶液将pH值调节至6.0~6.5。
土壤培养液的制备:取适量农田土(离地表5~10cm处的土壤),用160目标准筛进行筛选,在35℃下干燥3h,称取一定量的农田土加到无机培养液中配成100g/L的土壤培养液。搅拌均匀,以1.5L/min的气量连续曝气24h,静置24h[5,6,7],过滤,备用。
将培养液分成100mL/份,倒入250mL碘量瓶中。将薄膜试样准确称重后,记为M0,放入培养液中,塞上塞子,再放入恒温培养箱中,设定温度为27℃[8],每5d取一次样,降解周期为15d。降解后的样品用蒸馏水冲洗3次,室温下干燥至质量恒定不变,测定膜的质量变化,精确称量记为Mt,用公式(1)计算失重率。
式中,M0为薄膜降解前质量;Mt为薄膜降解后质量;Mloss%为薄膜降解质量百分数。
1.5 热降解实验
称适量的薄膜放入已知质量的干燥烧杯中,于电热鼓风干燥箱中干燥至恒重,记录恒重后烧杯和塑料薄膜的质量。分别设定电热鼓风干燥箱的温度为100、150和200℃,于12、24和36h热降解后进行分子量测定和傅里叶红外光谱结构表征[9,10,11]。
1.6 光降解实验
将干燥恒重后的薄膜平铺在紫外灯照射下的金属板上,分别照射24、48、72、96和120h,利用乌氏黏度计及傅里叶红外光谱测量、表征降解后的分子量和光谱结构[12]。
2 结果与讨论
2.1 生物降解对PBS塑料降解的影响
注:M0、M5、M10、M15分别为降解前、降解5d、降解10d、降解15d的薄膜质量
表1给出了6张薄膜降解前后的质量变化,并对其质量损失率进行了分析,如图1所示。由图1可看出:15d时质量为0.0159g的薄膜失重率达到9.43%,0.0208g薄膜失重率为9.13%,0.0212g的薄膜失重率7.55%,0.0233g薄膜失重率6.01%,0.0282g薄膜失重率4.26%。分析以上数据可知,PBS质量越小、膜越薄,降解的速度越快。因为薄膜越薄,它的比表面积越大,能与微生物发生作用的点越多,有利于微生物进攻PBS聚酯中的酯基,使酯基发生断裂,达到降解的效果。使用乌氏黏度计测定降解前后PBS降解塑料的分子量:降解前PBS降解塑料的粘均分子量Mη为5.87×104,降解后PBS降解塑料的粘均分子量Mη为5.19×104,降解前后粘均分子量减少约6800,分子量变化不大。PBS高分子聚合物分子量大,不容易降解,分子量的减少与断裂的链的大小有关。
进一步研究生物降解5d、10d、15d后样品红外谱图的变化趋势,如图2 所示。由图可见:图中a、b、c分别代表的是PBS降解前、降解10d和降解15d的红外谱图。可以看出PBS降解15d后,红外谱图没有明显的变化,酯基仍然存在,表明以15d为降解周期,时间太短,PBS中的基团未发生明显变化。在3429cm-1处的端羟基吸收峰,有一点点变宽,是因为随着PBS降解程度的增大,高分子链断裂,分子量减小,从而造成PBS的端羟基增多。
2.2 热氧化对PBS塑料降解的影响
设定降解温度为100、150和180℃,于12、24和36h条件下各取出降解后样品进行测量,其分子量变化曲线如图3所示。
由图3看出:在相同的温度下,热氧化降解时间越长,分子量的变化越大;在相同的降解时间下,热氧化的温度越高,降解的程度越高。PBS塑料的热氧化降解是指高分子化合物经化学反应回归到小分子化合物的过程。PBS降解的本质是聚合物中化学键的断裂,与聚烯烃高分子化合物如聚乙烯、聚丙烯和聚苯乙烯相比,PBS的主链上存在较易断裂的酯基,C—O键与C—C键相比更易受热氧化的影响而发生断裂,从而造成分子量的减小[11]。热氧化温度的提高会造成PBS热氧化分解速度加快,加速了PBS热氧化高分子链的断裂,因此分子量会大幅度减小。
图4是PBS塑料在不同热氧化温度下氧化36h后的红外光谱。从图4中可以看出:PBS在降解前后的主要特征吸收峰的位置和强度并没有较大变化,主要原因可能是,尽管PBS在降解后的分子量会减小,但仍然为聚酯类化合物,其特征吸收并未受分子量的减小而发生波数的位移。值得注意的是在2349cm-1处的吸收峰(双峰),在原材料以及100℃和150℃降解后仍很明显,但在200℃降解后,该吸收峰消失,该峰可能是二氧化碳吸收峰,高温热氧化后,该峰消失。
2.3 紫外光照射对PBS塑料降解的影响
图5是PBS经紫外光照射后的分子量变化曲线。从图5可以看出,紫外光对PBS的降解的趋势非常明显,光照时间的长短直接影响降解后的分子量大小,时间越长分子量越小降解程度越大。尤其是前20h,紫外光的照射对PBS塑料的降解影响很大。
实际上,在紫外光的照射下,PBS塑料的降解是一个光氧化降解过程。紫外光的波长为200~400nm,其能量足以断裂聚合物中化学键。表2是太阳光紫外线的能量与聚合物中典型化学键的键能。从表2中可以看出:紫外光的能量很大,实际上大多数聚合物会受紫外光的作用而老化降解,尤其是C—O键的能量为320~380kJ/mol,与其他化学键相比C—O键的能量较低。PBS为聚酯高分子化合物,分子中有较多的C—O化学键,同时脂肪族羰基化合物对紫外线的最大吸收在270~290nm之间。因吸收紫外线而被激发的含羰基的聚合物可发生断链并生成自由基,从而能引发聚合物光氧化降解[12,13]。
图6 中在3429cm-1处的吸收峰为—OH伸缩振动吸收峰,2944cm-1处为C—H不对称伸缩振动吸收峰,2360cm-1处为CO2吸收峰,1728cm-1处为C =O伸缩振动吸收峰,1155cm-1处为酯基中C—O伸缩振动吸收峰。图中曲线1、2、3、4分别表示照射0、48、96和120h后的红外谱图,可以看出各图的吸收峰并没有明显变化,官能团C =O、C—O、C—H都存在,说明紫外光降解没有使PBS基团结构发生变化,降解后仍是酯类化合物。 值得注意的是,与热氧化降解相比,在2360cm-1处可能为CO2吸收峰,尽管经过120h照射后,分子量仅为0.11万,该吸收峰仍没有消失;而热降解200℃,36h后,分子量为1.31万,该吸收峰消失。有关该吸收峰的归属和变化仍有待于进一步研究。
3 结论
通过降解实验结果分析可知:PBS薄膜生物降解15d后的PBS分子量变化不大,PBS薄膜的红外谱图在降解前后没有明显变化,说明此次降解的时间还未能使聚酯中的基团发生变化。主要原因是降解时间短,同时表明,高分子聚合物的降解周期比较长。PBS可在高温下降解,降解程度与加热温度和加热时间有关系,时间相同温度越高越有利于降解,温度相同加热时间越长降解越彻底。PBS可在波长范围为200~400nm的紫外灯照射条件下降解。降解程度与时间有直接关系,随着时间的增长降解程度越来越大。比较光降解和热降解的结果可得光降解的程度更为明显,基本可以实现完全降解。本实验对降解前后的PBS进行了红外光谱的测定,经比较发现降解前后吸收峰并没有明显变化,说明降解后物质仍是聚酯类化合物。
生物降解性能 篇9
清炀科技股份有限公司所生产的Nature M.T环保地膜, 其原材料是公司研发团队通过大量多次试验论证对聚乳酸进行生物改性, 使其具有延展性、柔韧性、耐温性, 于2012年成功研制出新型可完全生物降解材料母粒, 目前已可全面取代市面上所使用的传统石化塑料, 此产品获多项技术专利, 并通过SGS等国内外权威检测机构的认证和检测。由该母粒制成的产品可取代传统塑料制品, 达到无毒害、无重金属、无塑化剂等的环保100%生物可全降解新材料。海峡现代农业研究院有限公司与台湾群力管理顾问有限公司联合引进清炀科技公司的环保可分解聚利膜技术在大陆生产及推广应用。
本研究通过土壤填埋方式研究环保地膜降解性能, 从生物降解过程中的地膜重量的减少量和降解率等方面探讨了Nature M.T环保地膜的降解特性, 为Nature M.T环保地膜在蔬菜种植中的推广应用提供实践依据。
1 材料与方法
1.1 试验概况
田间试验设在漳州长泰县陈巷镇西湖村群力果蔬基地。土壤理化特性:p H值6.30, 有机质30.5g/kg, 全氮2.85 g/kg, 全磷3.11 g/kg, 全钾8.15 g/kg, 碱解氮100.51 mg/kg, 速效磷98.15 mg/kg, 速效钾358.35 mg/kg。
试验材料:番茄品种为农科180;供试地膜为Nature M.T环保地膜 (产地:厦门) 、国产常规聚乙烯地膜。
1.2 试验设计
试验设2个处理, 即每种地膜为一个处理, 以国产常规聚乙烯地膜为对照 (CK) 。3次重复。田间农事操作同当地番茄生产。
1.3 试验方法
土壤采自群力果蔬基地, 土样采集完后, 风干、磨碎过5mm筛, 备用。
2015年8月, 番茄苗移栽后20 d, 将地膜剪成50 mm×50 mm大小的方块, 取约1 g地膜与1 kg土壤混匀, 装于填埋箱中。田间填埋箱的规格为210 mm×140 mm×100 mm, 底部和四周为80目的不锈钢丝网, 顶部为30目的不锈钢丝网。每种地膜处理15个箱, 填埋箱装好后置于种植的两畦番茄之间的垄上土壤表层。
1.4 取样及指标测定
填埋前, 称取地膜的重量, 于填埋后15、30、45、60 d各取3个填埋箱进行相关测定。降解速率测定:主要测定田间地膜重量损失, 计算公式如下:
降解率 (%) = (降解前重量-降解后重量) /降解前重量×100
1.5 数据分析
采用DPS 7.05统计软件进行数据显著差异性检验。
2 结果与分析
测定填埋地膜的失重情况来衡量地膜在土壤中的降解特性。由表1可知, 与常规聚乙烯地膜相比, Nature M.T环保地膜在土壤中具有良好的可降解特性。随着填埋时间的延长, Nature M.T环保地膜的降解效果越明显, 填埋于土壤中60 d后, 重量由原来的平均0.999 0 g下降到0.621 7 g, 平均降解率达到37.77%。填埋于土壤中60 d后, 常规聚乙烯地膜的重量变化不明显, 平均降解率仅为1.02%。
注:同列字母相同表示两者差异不显著, 字母不同表示差异显著 (P<0.05, n=3)
3 结论与讨论
可降解地膜的评价方法包括降解生成物的积存量降解过程中氧的消耗量和二氧化碳的生成量等[6,7]。本研究采用测定地膜的失重量来衡量地膜在土壤中的降解性能, 随填埋时间的延长, Nature M.T环保地膜重量不断减轻, 到达60 d时, 地膜的平均降解率达到37.77%, 这与张晓海等[8]、王朝云等[9]的研究结果类似。与Nature M.T环保地膜相比, 常规聚乙烯地膜的重量变化很小, 几乎不能降解。通过本研究发现, Nature M.T环保地膜是一种值得推广的农膜, 其降解机理还有待进一步研究。
摘要：通过田间填埋试验法, 对Nature M.T环保地膜的降解特性进行了研究。结果表明:田间填埋60 d后, Nature M.T环保地膜的降解率达37.77%, 常规聚乙烯农膜的降解率仅为1.02%, 可见, Nature M.T环保地膜比常规聚乙烯地膜更容易降解。本研究为Nature M.T环保地膜在果蔬上的推广应用提供了实践依据。
关键词：NatureM.T环保地膜,生物地膜,可降解地膜,降解速率
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秸秆生物降解技术的效应 篇10
秸秆的高效利用一直是需要研究的大课题, 从2006年开始, 辽宁宏阳生物有限公司与辽宁省微生物研究院共同合作, 对我国北方发展越来越多的设施农业, 从秸秆转化角度, 进行了多年探索试验, 成功研究出秸秆生物降解菌种和使用技术。使用秸秆生物降解技术, 从根本上解决了土壤生态环境恶化、农产品污染、土壤病害严重及温室内冬季地温低、二氧化碳供给不足等问题。通过试验、示范证明, 应用秸秆生物降解技术有以下5个方面的明显效应。
1 提高地温
在冬季温室里, 白天气温升高很快, 地温却由于土壤的导热差, 造成地温和气温不能同步。而地温低是影响作物生长发育和产量的关键因素, 尤其是数九寒天, 要提高地温是非常困难的。在北方, 三九天20 cm地温很少达到12℃, 一般在8~10℃, 甚至更低, 造成大棚蔬菜不能正常结果, 叶片变得越来越小, 特别是黄瓜容易出现瓜打顶和花打顶, 一旦出现瓜打顶, 1个月内很难正常长出黄瓜, 影响生长。土壤中放入秸秆, 分解后是一种放热反应, 产生热量, 成为有机质后为暗色物质, 一般是棕色到黑褐色, 吸热能力强, 可改善土壤热状况, 提高有效地温2~3℃、气温1~2℃, 促进作物的根系生长, 从而实现根、茎、叶、果协同生长[3]。
2 提高二氧化碳浓度
植物的生长、发育、开花、结果需要2个重要因素, 一是光照, 二是空气中的二氧化碳。植物叶绿素利用太阳能, 将二氧化碳和水合成根、茎、叶、果实等植物本身的有机物。空气中的二氧化碳浓度是影响植物生长速度的重要因素, 通常情况下温室中的二氧化碳浓度为500 mg/L左右, 远远不能满足作物生长的需要, 特别是温室内密闭时间长, 空气不能有效流通, 在作物生长的中、后期, 随着作物的生长, 光合作用增加, 更容易造成二氧化碳缺乏, 使作物光合效率低, 抑制作物生长, 应用秸秆生物降解可有效提高二氧化碳浓度3~6倍, 达1 500~3 000 mg/L, 可使光合效率提高50%以上, 水分利用率提高130%以上, 肥料利用率提高60%以上。
3 提高作物抗病性
秸秆生物降解使用的专用菌种中有8种有益生物, 它们在分解秸秆的同时, 能繁殖产生大量抗病微生物及孢子, 这些微生物及其孢子分布在土壤中、叶片上, 有的抑制病菌生长, 有的能杀灭病菌, 对蔬菜的各种病害, 特别是土传病害、生理病害都有很好的抑制作用, 防治效果在60%左右, 使大棚瓜、果、蔬菜的病虫害发生减轻, 真正减少了打药次数, 降低化学农药的使用量, 确实保证了农产品的安全, 生产出合格的绿色食品和有机食品[4]。
玉米秸秆经过降解、腐熟, 可将秸秆内钻蛀的玉米螟全部清除, 从而减少了虫源基数, 大大减轻大田玉米螟的发生。
4 改良土壤
大棚使用秸秆, 经过生物降解, 充分改善了土壤环境, 使土壤盐渍化、透气性、有机质含量、微量元素等均得到了很好的改善, 主要是秸秆分解剩余一些残渣, 约是秸秆的13%。这些残渣里面含有大量有机质, 这些有机质滞留在大棚的土壤中, 会使土壤变得肥沃而松软, 为根系生长创造了良好的环境, 很好地改善了土壤的营养状况[5]。
5 节本增效
应用秸秆生物降解技术能做到三节约:一是节水。秸秆吸水能力强, 渗水量少, 能保水。节水能量达30%左右, 减少浇水次数, 一般常规栽培浇2~3次水, 用该技术浇1次水即可。二是节肥。秸秆生物降解肥的流失量少, 秸秆与土壤缓释、腐熟成为有机肥, 基本能满足作物生长的需要。应用证明, 第1年减少化肥施用量的30%, 第2年减少50%, 第3年减少80%。三是节药。秸秆生物降解后, 温度、湿度条件好, 植株生长健壮, 抗病能力强, 病害发生就比较轻, 特别是土传病害、生理病害和低温冷害等, 节约用药达30%以上。
大棚使用秸秆降解技术作物产品可提前10~15 d上市, 收获期延长30~45 d, 平均产量增加30%以上, 大棚种植0.13~0.20 hm2, 应用秸秆生物降解技术产生的效益, 相当于多建0.07 hm2大棚产生的效益。
摘要：从提高地温、CO2浓度、作物抗病性及改良土壤和节本增效5个方面介绍了秸秆生物降解技术的效应, 以为该技术的推广应用提供参考。
关键词：秸秆,生物降解技术,效应
参考文献
[1]张烈, 王鹏文, 戴俊英, 等.有效微生物群在秸秆有机肥上的应用研究[J].华北农学报, 2002, 17 (3) :99-103.
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[3]张功, 峥嵘, 王瑞君.多菌种发酵秸秆饲料的研究[J].华北农学报, 2000 (z1) :71-73.
[4]徐春厚.秸秆生物处理技术应用现状[J].饲料博览, 2000 (5) :25.
