自然降解（精选八篇）
自然降解 篇1
HO·+O2+OrganicA→Products (CO2, H2O, etc.)
因此, 对环境中羟基氧化铁的光催化反应, 特别是对有机污染物的光催化降解展开深入的研究, 探讨其反应机理及应用对环境的污染防治有着重要意义[1～4]。
1 甲基紫
甲基紫MV (Methyl Violet) A.R., 甲基紫又名碱性紫5BN, 纯品俗称结晶紫, 是一种三苯甲烷类碱性阳离子染料, 是深绿色粉末或绿紫色有铜黄色金属光泽的碎片, 气味微臭。能够溶于水、乙醇、氯仿及二甘醇, 不溶于乙醚。其水溶液及乙醇溶液都呈紫色。
2 催化剂α-FeOOH
称取一定量的FeCl3, 溶于100ml水中, 其中FeCl3在超声波清洗器中均匀溶解。然后配制一定浓度的氨水, 在磁力搅拌器上一边搅拌一边缓慢滴加氨水, 当测得溶液pH值为7时停止加氨水, 搅拌半小时, 过滤得到前驱体, 把得到的前驱体加入到反应釜里, 再加入一定量的水和表面活性剂, 将密封的反应釜放入真空干燥箱中, 将温度调到180℃, 放置15h。最后取出混合溶液, 过滤得到黄色的FeOOH产品。
3 甲基紫染料溶液脱色方法
配制一定浓度的甲基紫染料溶液作为模拟染色废水放在透光性的玻璃容器中, 添加适量的催化剂α-F e O O H及相关试剂, 避光搅拌0.5h后, 达到吸附平衡后, 然后在室外自然光下进行搅拌降解反应。每隔一段时间从反应液中取样, 4000r/min离心30min后取上层清液, 使用可见分光光度计在这种染料的最大吸收波长处记录染料的吸光度值。并按下式计算脱色率:
其中A0和A分别是染料溶液脱色降解前后的吸光度。
4 无光条件下甲基紫溶液中催化剂的脱色结果分析
催化剂的初始值为0.5g/l-1, 甲基紫初始浓度为1 0 m g/l-1, H2O2的初始浓度为20mg/l-1, 初始pH=5.8, 暗光条件下反应, 每隔0.5h取样, 对所取样品进行离心分离, 提取上清液测定。结果如图1所示。
由此结果可以看出, 该催化剂对甲基紫具有吸附作用, 0.5h以后吸附基本达平衡, 脱色吸附率约为8.6%。有人认为在该实验条件下染料的吸附脱色可能是由以下原因引起的:在与空气或水的接触过程中α-F e O O H表面会发生羟基化反应, 生成>FeOH, >Fe3OH, >Fe2OH等表面位类型, 这些表面位可继续发生质子化反应, 它们可与甲基紫分子反应生成配合物[4], 即络合作用;又可与有机体发生表面静电吸附反应。一般来说, α-F e O O H质子化后表面带正电, 有利于带负电的酸性基团在其表面的吸附, 而甲基紫分子中含有一个大共轭体系, 更利于其在α-FeOOH表面的吸附。
据此结果, 在后续实验中每次先在无光的条件下搅拌0.5h, 使得催化剂对甲基紫的吸附达到平衡后进行室外自然光下的催化降解反应。
5 自然光下不同体系组成对甲基紫脱色降解的分析
为了探究在不同体系中甲基紫的降解效果, 制定了四组比较实验, 如表1所示。
室外自然光下降解后, 所得结果如图2所示。
由图可以看出, 纯甲基紫溶液 (曲线A) 在自然光下也能够发生部分的光降解, 其降解的原因可能是在含有机物的废水中, 在光的作用下, 有机物水溶液中有水合电子的光化学生成;当水合电子生成的同时, 伴随着有机自由基的生成[6], 同时也就发生了甲基紫的降解。
自然光/H2O2/MV体系 (曲线B) 和自然光/α-FeOOH/MV体系下 (曲线C) 甲基紫溶液都有一定的降解效率, 反应3.5h后, 降解率分别为39%和40%, 效果相近, 原因是H2O2受到一定能量的光线的照射, 被激发形成HO·自由基, HO·自由基进一步氧化降解甲基紫。H2O2所发生的反应有[7]:
H2O2+hν→2HO⋅
无/H2O2存在时, 自然光/α-FeOOH/MV体系下甲基紫降解, 通常被认为半导体金属氧化物被光照射时, 其表面产生电子-空穴对 (e--h+) , h++OH-→·OH
HO·具有强氧化性, 通过反应使甲基紫降解, 效果可观, 不用加入H2O2, 因此这一体系在充分利用太阳能及废水处理应用方面有广阔前景。
从图2还能够看出H2O2/α-F e O O H/M V体系下的降解效率 (曲线D) 要比M V/H2O2体系 (曲线B) 和α-FeOOH/MV体系下 (曲线C) 的降解效率略好一些, 其降解效果达到45.5%。表明在甲基紫溶液中同时添加催化剂α-FeOOH和H2O2之间的协同作用并不突出。
铁能够发生光Fenton反应, 酸性溶液条件下的α-F e O O H质子被束缚在颗粒表面, 降低了表面临界应力, 使金属离子能够溶解到溶液中。在自然界内, 大部分金属氧化物所发生的质子化溶解过程可用下式表示[8]:
Fe3+可以转化为Fe2+, 继而发生Fenton反应[4]。
该实验结果表明:在该降解体系中, 类Fenton反应效果和光/H2O2反应效果相近。
6 结语
实验结果表明, 在无光条件下, 催化剂能够对甲基紫溶液具有8.3%的吸附脱色作用;在自然光下, H2O2/α-FeOOH/MV体系的降解效果相对比较好, 为45.5%;H2O2/MV体系效果又优异些, 降解效果为59.8%。自然光/H2O2/MV体系下的降解率能达到80.5%, 说明催化剂α-FeOOH促进了反应的进行, 效果让人满意。催化剂α-FeOOH单独作用体系下的降解效果虽然不及H2O2/α-FeOOH共同作用下的降解效果, 但是在实际应用中考虑H2O2及α-FeOOH在自然界中的存在量, 催化剂α-FeOOH单独催化降解有机污染物仍具有一定的实际前景。
摘要：羟基氧化铁及其水合物对水中污染物, 例如细菌或病毒、浊度、色度、油污、重金属离子、溶解有机物、磷酸盐、放射性污染物等都有或大或小的吸附能力, 这是采用铁氧化物净化水的一个重要原因。近年来印染废水处理回用技术得到较快的发展, 采用太阳光催化, 添加不同的反应物促进反应进行是可行的, 也符合环保的要求。本文阐述了在太阳光照射条件下利用α-FeOOH/H2O2体系对甲基紫进行了光催化降解的分析。
关键词：光催化降解,α-FeOOH,甲基紫
参考文献
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自然降解 篇2
自然(非灭菌)环境白腐真菌降解活性艳红染料
采用碳氮摩尔比分别为56/2.2和28/44的液体培养基,进行了白腐真菌在非灭菌环境条件下对活性艳红染料的脱色实验.结果显示,在非灭菌环境下,限氮液体培养基(C/N 摩尔比为56/2.2)中的白腐真菌对活性艳红具有很高的`脱色率,脱色率最高达到92%; 而限碳液体培养基(C/N摩尔比为28/44)很容易感染葡萄球菌等细菌,从而使脱色反应停止.而且,感染细菌的体系pH变化很大,脱色第4天时,pH已升高到9.31,造成这一结果的主要原因是限碳反应体系发生了染菌现象.因此,初步确定在非灭菌环境中,限氮液体培养基可在一定程度上抑制细菌生长,而限碳液体培养基很容易感染细菌.
作 者：高大文 作者单位：清华大学环境科学与工程系,环境模拟与污染控制国家重点实验室,北京,100084;东北林业大学森林资源与环境学院,哈尔滨,150040 刊 名：中国科学B辑 ISTIC PKU英文刊名：SCIENCE IN CHINA(SERIES B) 年，卷(期)： 37(4) 分类号：O6 关键词：白腐真菌 黄孢原毛平革菌(Phanerochaete chrysosporium) 非灭菌条件 脱色 染料自然降解 篇3
光照变化/昼夜节律变化可导致自然水体中的温度变化, 更重要的是光照变化会使生物膜的新陈代谢发生改变, 随之水体p H和DO也发生变化[2,3]。在水环境中, 生物膜与污染物间存在吸附、富集和降解转化等的相互作用[4]。研究表明, 生物膜随光照变化使水体的p H发生改变导致了重金属浓度随昼夜变化, 可使其浓度差异达到1~5倍[2—4]。通常情况下p H对有机污染行为的影响较小, 温度和溶解氧是有机物降解的重要影响因素[5,6]。但是, 关于生物膜与有机物作用关系的研究更多的是从吸附角度出发[7], 而关于光照对自然水体生物膜对有机物降解作用的研究很少。虽然大量研究表明藻在光照条件下对有机物降解作用显著, 但是人工培养液体系单一藻类研究并不能很好地反应自然环境中有机污染物与生物之间的作用关系[8—10]。所以光照条件下, 温度、溶解氧等对生物膜降解有机物的影响, 以及生物膜对有机物的降解机理也有待于研究。
因此, 以使用广泛的阴离子表面活性剂十二烷基苯磺酸钠 (DBS) 为可降解有机污染物代表, 采用单变量控制法模拟光照条件下温度、溶解氧、生物膜数量和生物膜活性对自然水体生物膜降解DBS的影响。
1 材料与方法
1.1 培养生物膜
自然水体生物膜在实验室玻璃缸中 (60 cm×30 cm×50 cm) 用自然水体在自然光照条件下培养。培养用水采自松花江吉林市江段, 将载玻片 (48 mm×75 mm×1 mm) 固定在聚丙乙烯架上的作为培养基质, 置于水面下约30 cm处。培养期间每隔3~5 d将生物膜培养缸中的水用松花江水补给, 同时调整聚丙乙烯架的空间方位, 大约两周之后培养基质表面呈现明显褐绿色, 这说明生物膜在载玻片表面已经形成, 便可用于降解实验。
1.2 降解实验体系
实验使用稀土补光灯作为模拟光源 (波长在300~1 000 nm, (40 000±3 000) Lux) [6]。降解实验在体积为3 L含有2.8 L微量矿物盐溶液的烧杯中进行, DBS初始浓度2 mg/L, 实验进行6 h。微量矿物盐溶液用超纯水配制, 其成分与浓度分别是:Ca Cl2200μmol/L、Mg SO4140μmol/L、 (NH4) 2SO4910μmol/L、KNO3150μmol/L、Na HCO310μmol/L[1,6]。
采用单一变量控制法, 通过水浴装置控制实验体系温度, 溶解氧通过调控曝气装置氮气或氧气的流速控制溶解氧浓度, 生物膜的载玻片数量代表生物膜数量。为了验证生物膜存在下DBS的降解机理, 对比研究了不同生物活性的生物膜对DBS降解影响。叠氮钠 (Na N3) 常用于灭除生物活性, 而敌草隆 (DCMU) 可通过抑制光合作用进而抑制活性氧 (ROS) 生成, 甲萘醌 (Vitamin K3) 可通过促进光合作用进而促进ROS生成[6,11]。除了生物膜数量对DBS降解影响的实验体系中是使用0、1、2、3、4片生物膜外, 其余实验均使用4片生物膜。温度对DBS降解影响实验体系的温度大约分别控制在 (17±2) ℃, (24±2) ℃, (30±2) ℃。溶解氧对生物膜降解DBS影响实验体系的溶解氧平均浓度分别为 (2.0±0.3) mg/L、 (4.0±0.5) mg/L、 (7.0±0.6) mg/L、 (10.0±0.3) mg/L、 (20.0±0.8) mg/L。生物膜活性对DBS降解影响的实验体系中分别含有20μmol/L的Na N3、DCMU或Vitamin K3[6]。
采用标准方法 (亚甲基蓝比色法) 测定DBS浓度, 温度和溶解氧使用哈希HQ40d电极测定。
2 结果与讨论
2.1 生物膜数量对DBS降解的影响
从图1可以得出, 无生物膜体系的DBS浓度几乎未发生变化, 这说明在6 h实验期间光源对DBS直接作用可以忽略。随着生物膜数量的增加, DBS的减少量也在增加。实验结束时, 1、2、3、4片生物膜体系中DBS浓度分别减少了0.17 mg/L (8.50%) 、0.28 mg/L (14.00%) 、0.51 mg/L (25.50%) 和0.87 mg/L (43.50%) , 这表明生物膜数量越多, DBS降解量越大。
2.2 温度对生物膜降解DBS的影响
根据图2, 随着温度的升高, 水-生物膜体系中DBS降解量略有提高。自然水体生物膜在温度17℃、24℃和32℃的体系中, 6 h实验结束时DBS减少量分别约为0.62 mg/L (31.13%) 、0.74 mg/L (36.76%) 和0.80 mg/L (40.12%) 。虽然温度是影响生物新陈代谢的重要参数, 但是本研究中实验温度提高了大约1倍而DBS的降解量仅提高约11%, 这说明本研究温度区间内17~32℃对自然水体生物膜降解DBS的影响作用有限。
2.3 溶解氧对生物膜降解DBS的影响
从图3可以看出, 随着溶解氧浓度的升高, 水-生物膜体系中DBS降解量明显增加。在溶解氧浓度分别为2.0 mg/L、4.0 mg/L、7.0 mg/L、10.0 mg/L和20.0 mg/L体系中, 6 h实验结束时以上各体系的DBS浓度大约分别减少了0.12 mg/L (5.76%) , 0.33 mg/L (16.65%) , 0.60 mg/L (29.75%) , 1.06mg/L (53.19%) 和1.27 mg/L (63.40%) 。
溶解氧是生物膜降解DBS的重要影响因素。一方面, 溶解氧是生物膜中藻类光合作用的产物, 同时其含量也影响着藻类的新陈代谢, 因为分子氧是参与新陈代谢过程中电子转移的最终受体, 所以分子氧的含量可能也直接影响着光合作用效率和生物活性进而影响对有机物的降解能力。因此, 可以推断:自然水体生物膜光照过程中很可能生成了一些受溶解氧影响的活性物质, 进而促进了DBS的氧化分解。另一方面, DBS经氧化降解和脱磺化作用变成羧基, 再进一步降解为二氧化碳、水和硫酸盐[12]。溶解氧虽然不能直接氧化DBS, 但可能对DBS降解过程中产生的中间产物有氧化作用。所以, 溶解氧可能通过参与DBS氧化中间产物的矿化过程促进影响DBS的降解。
2.4 生物膜活性对DBS降解的影响
通过图4可以发现, 在含有Na N3的生物膜体系中的DBS浓度都基本未发生变化, 说明生物膜对DBS的吸附量很有限 (可忽略不计) 。未经试剂处理的生物膜体系中DBS浓度约减少了0.86 mg/L (43.0%) , 这说明具有活性的生物膜对DBS才有降解作用。在含有DCMU的生物膜体系中的DBS浓度也未发生变化, 这说明光合作用生成受到抑制的生物膜不能降解DBS。然而, 在含有Vitamin K3的生物膜体系中DBS浓度大约减少了1.35 mg/L (67.5%) ;无生物膜的Vitamin K3体系中DBS大约仅降解了0.29 mg/L (14.5%) , 这说明促进光合作用的Vitamin K3明显促进了生物膜体系中DBS的降解。可以得出:生物膜的生物活性是水-生物膜体系中DBS降解的关键, DBS的降解应该与ROS的生成有关。
生物膜体系中DBS的快速降解主要应该是由于在光合作用过程中生成了活性氧。有研究表明, 藻类和光合细菌在光照时通过光合作用可以生成活性氧 (ROS) , 如:过氧化氢 (H2O2) , 单线态氧 (1O2) 、羟基自由基 (·OH) 和超氧阴离子 (·O2-) , 特别是·OH和1O2具有强氧化性[13—15]。而藻类和光合细菌生成ROS与电子转移有关。一方面, DCMU可通过抑制光合作用系统的电子转移过程抑制藻类和光合细菌活性氧的生成。DCMU抑制了水-生物膜体系中DBS的降解, 所以可推测很可能是因为DCMU抑制了生物膜光合作用, 进而抑制了DBS氧化。另一方面, 光合作用电子转移过程是通过醌的氧化还原实现的, 特别是Vitamin K3[11]。所以在添加Vitamin K3的水-生物膜体系中, Vitamin K3很可能通过促进生物膜光合作用, 进而促进了DBS降解。此外, 分子氧是ROS的前驱体, 根据图3中随着溶解氧浓度的升高, DBS降解量加大。特别是在低溶解氧时 (2.0~10.0 mg/L) 可能由于缺乏ROS前驱体, 所以ROS生成少, 进而DBS降解少, 故而随着溶解氧浓度的升高, DBS降解量也在增加;但高溶解氧时 (10.0~20.0 mg/L) , 可能由于生物膜光合作用效率有限, 故而较高的溶解氧促进作用有限。所以, 根据溶解氧和生物膜活性实验可以得出:自然水体生物膜光合作用电子转移过程可能生成了以氧为前驱体的ROS, 进而氧化分解DBS。
3 总结
光照下溶解氧和生物膜数量对水-生物膜体系中DBS的降解影响十分显著, 相比之下, 温度的升高对水-生物膜体系中DBS的降解影响微弱。生物膜的生物活性和光合作用是有机物降解的关键。因此, 本研究对了解自然水体生物膜的环境功能和自然水体的自净机制具有重要的意义。
摘要：使用稀土补光灯作为光源, 以十二烷基苯磺酸钠 (DBS) 为可降解有机污染代表, 在水-生物膜体系中通过单因子单变量控制法, 研究了温度、溶解氧、生物膜数量及生物膜活性对有机污染物降解的影响。研究结果表明:温度、溶解氧和生物膜数量对体系中DBS的降解量都有影响, 其中溶解氧和生物膜数量是DBS降解的主要影响因素。对比不同生物活性试剂处理的生物膜对DBS的降解情况可以得出:具有活性的生物膜光合作用过程是DBS降解的关键。
自然降解 篇4
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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自然降解 篇5
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
自然降解 篇6
本工作从柴油污染土壤中筛选、分离出一株高效萘降解菌N-3，对其进行了菌种鉴定及PCR扩增实验，并考察了该菌株对单一萘、菲、蒽、芘、芴的降解能力及降解过程中脱氢酶活性的变化。
1 实验部分
1.1 试剂、材料和仪器
萘、菲、蒽、芘、芴、氯化三苯基四氮唑（TTC）：纯度均为99%,Sigma-Aldrich公司；正己烷：分析纯；葡萄糖：纯度为97%。
Tris-HCl缓冲溶液：三羟甲基氨基甲烷浓度为0.05 mol/L,p H=7.19。
土样：取自某市的柴油污染土壤。
LB培养基：蛋白胨10.0 g，酵母粉5.0 g,Na Cl 10.0 g，蒸馏水1 000 mL,p H=7.0,121℃灭菌15 min，保存备用。
无机盐培养基：KH2PO4 1.0 g,K2HPO4 1.0FeSO4·7H2O 0.1 g，蒸馏水1 000 mL,pH=7.0,121℃灭菌15 min，保存备用。
萘选择性培养基及PAHs降解培养基：分别用正己烷配制萘、菲、蒽、芘、芴质量浓度为1 g/L的有机溶液，过滤除菌，取一定量添加到无机盐培养基中，使萘、菲、蒽、芘、芴的质量浓度分别为50mg/L，待正己烷挥发完毕后备用。
在上述培养基中分别加入质量分数为2%的琼脂，即得相应的固体培养基。
6010型紫外-可见分光光度计：惠普公司；GC-2010型气相色谱仪：日本岛津公司。GTR21-1型离心机：北京时代北利公司。
1.2 萘降解菌的筛选
取10 g柴油污染土壤加入到100 mL无机盐培养基中，于温度30℃、转速170 r/min条件下浸取4h，将浸取液在3 000 r/min下离心5 min，将10 mL上清液加入到100 mL萘选择性液体培养基中经4代富集培养（萘质量浓度从50 mg/L逐步提高到200 mg/L）后，取适量富集培养液，稀释涂布在萘选择性固体培养基平板上，待有明显菌落出现时从中选取大小、形态各异的菌落在LB固体培养基上进行进一步划线纯化分离。
将各纯化后的菌株分别接种于LB液体培养基中，于温度30℃、转速170 r/min条件下摇床培养20 h，培养液在转速6 000 r/min下离心，用生理盐水重悬浮并调节菌悬液在600 nm处的吸光度（OD600）为1，冷藏备用。
将各菌悬液按10%（φ）的接种量分别接种到萘选择性液体培养基中，观察其生长情况并测定培养液中的萘含量，实验设置3组平行试样。
1.3 萘降解菌的鉴定
利用Baldwin等[15]2003年报道的nah基因的简并引物nahf/nahr，对筛选出的菌株进行PCR扩增实验，用细菌DNA提取试剂盒（Tiangen）对菌株进行DNA提取。选择一株生长情况最好、对萘降解能力最强且含有nah基因的菌株作为萘降解菌。
菌株的鉴定工作委托中美泰和生物技术（北京）有限公司完成。
1.4 萘、菲、蒽、芘、芴的降解
将萘降解菌的菌悬液按10%（φ）的接种量分别接种于100 mL含不同PAHs的降解培养基中，于温度30℃、转速170 r/min条件下摇床培养，定时取样，测定菌体生长曲线及降解后培养液中各PAH含量，实验设置3组平行试样。
1.5 分析方法
1.5.1 菌体浓度的测定
以菌体培养液的OD600值表征培养液中的菌体浓度。
1.5.2 萘、菲、蒽、芘、芴质量浓度的测定
试样经正己烷萃取后，用气相色谱仪测定各PAHs的质量浓度。色谱条件：进样口温度300℃，检测器温度330℃，毛细管柱50 m×0.25 mm×0.25μm，柱温130℃保持3 min，以15℃/min的升温速率梯度升温至280℃，进样量1μL。
1.5.3 脱氢酶活性的测定
通过测定微生物的脱氢酶活性可以了解微生物对有机污染物的氧化分解能力，具体方法见文献[16]：取2 mL降解后培养液于一系列具塞试管中，加入p H=8.5的0.05 mol/L Tris-HCl缓冲溶液、0.1 mol/L葡萄糖溶液、0.5%(w)TTC各2 mL，置于30℃恒温培养箱中反应4 h。加入2滴浓硫酸中止反应，并准确加入5 m L甲苯，充分振荡，萃取。待反应生成的红色三苯基甲臜（TF）被完全萃取到有机相时，将有机相在4 000 r/min下离心5 min，过滤后测定滤液于486 nm处的吸光度（OD486），以此表征萘降解菌的脱氢酶活性。
2 结果与讨论
2.1 萘降解菌的筛选
经过富集培养，在萘选择性固体培养基平板上得到3株能以萘为唯一碳源和能源生长的菌株，分别命名为N-1,N-2,N-3。3株菌在萘选择性培养基中的生长曲线见图1，降解60 h后3株菌的萘降解率见图2。由图1和图2可见，菌株N-3生长情况最好，且降解60 h后的萘降解率最高，达到25.31%。
3株菌的nah基因扩增电泳照片见图3。由图3可见，菌株N-1和N-3中均含有nah基因，而菌株N-2中未发现。结合图1～3的结果，以下实验选择N-3作为萘降解菌。
M：分子标记；NC：空白对照；N-1,N-2,N-3：萘降解菌
2.2 菌株N-3的鉴定
经过对菌株N-3的16S rDNA序列分析，鉴定其为铜绿假单胞菌（Pseudomonas aeruginosa）。对该菌进行简单生理生化实验，结果表明：该菌为革兰氏阴性菌，菌体的一端有单鞭毛，无芽胞；氧化酶阳性，能氧化分解葡萄糖和木糖，产酸不产气，但不分解乳糖和蔗糖，可液化明胶，可分解尿素，可还原硝酸盐为亚硝酸盐并产生氮气，吲哚试验呈阴性，可利用枸橼酸盐，精氨酸双水解酶阳性。
2.3 菌株N-3对萘、菲、蒽、芘、芴的降解
菌株N-3在不同PAHs体系中的生长曲线见图4。由图4可见：菌株N-3在萘、菲、蒽、芘、芴等5种PAHs中都能生长；在蒽和菲中生长情况最好，其次是萘，在芘和芴中生长情况最差。菌株N-3对不同PAHs的降解率见图5。由图5可见：经过84 h的降解，菌株N-3对萘、菲、蒽、芘、芴的降解率分别为28.81%,34.83%,36.65%,27.50%,23.47%；菌株N-3对这5种PAHs降解能力的大小顺序为：蒽>菲>萘>芘>芴，与该菌在不同PAH体系中的生长情况呈一定的正相关性。实验结果表明，该菌不仅可有效降解萘，而且也能有效降解液相中其他种类的PAHs。
2.4 菌株N-3的脱氢酶活性
菌株N-3在不同PAHs体系中的脱氢酶活性见图6。由图6可见：菌株N-3在所有PAHs体系中的OD486都是先增大后减小；在菲和蒽体系中，菌株N-3的脱氢酶活性在前72 h上升迅速，而后略有下降；在萘、芘和芴体系中，菌株N-3的脱氢酶活性在前60 h上升迅速，而后呈下降趋势，总体均低于菲和蒽体系中的脱氢酶活性。这表明该菌株对萘、芘和芴的降解能力没有对菲和蒽的降解能力强。该结果与菌株N-3对不同PAHs降解率的结果呈正相关性，由此也可证明用脱氢酶活性表征微生物对有机污染物的降解能力是一种可靠的方法。
3 结论
a）从柴油污染土壤中分离出一株降解萘的菌株N-3。该菌能以萘为唯一碳源及能源生长，经鉴定为铜绿假单胞菌（Pseudomonas aeruginosa），含有萘双加氧酶基因nah。
b）该菌能有效降解液相中的萘、菲、蒽、芘、芴。在质量浓度为50 mg/L的不同种单一PAH体系中，经过84 h的降解，萘、菲、蒽、芘、芴的降解率分别为28.81%,34.83%,36.65%,27.50%,23.47%。
c）菌株N-3的脱氢酶活性与其对不同PAHs的降解率呈一定的正相关性，且对PAHs的降解具有广谱性。
摘要：从柴油污染土壤中筛选分离出一株萘降解菌N-3,进行了菌种鉴定及萘双加氧酶基因(nah)验证,并考察了该菌对不同种类多环芳烃(PAHs)的降解能力及降解过程中脱氢酶活性的变化。实验结果表明:该菌为铜绿假单胞菌(Pseudomonas aeruginosa),含有nah基因;当分别对液体培养基中质量浓度为50 mg/L的萘、菲、蒽、芘、芴降解84 h时,菌株N-3对萘、菲、蒽、芘、芴的降解率分别为28.81%,34.83%,36.65%,27.50%,23.47%。菌株N-3的脱氢酶活性与其对不同PAHs的降解率呈一定的正相关性。该菌不仅能有效降解萘,且对其他种类PAHs也有一定降解作用。
自然降解 篇7
关键词：城市生活垃圾,卫生填埋场,可生物降解组分,降解规律
垃圾卫生填埋法,是垃圾最终处置且行之有效的方法之一,具有处理工艺简单、维护费用低等优点。但填埋场在其漫长的稳定化过程中产生大量填埋气和渗滤液,如不作处理,能持续几十年甚至上百年,对附近公众健康和周围环境产生危害[1],所以,对垃圾卫生填埋场内的垃圾稳定化进行研究,对于减轻或消除填埋场的危害以及确保填埋场最大限度的安全再利用具有重大的实际意义。目前,对填埋场稳定化的研究,一般从4个方面着手,即:填埋气、渗滤液、固体垃圾和表面沉降。本文对垃圾的可生物降解组分进行讨论。
1 城市生活垃圾可生物降解组分测定方法
BDM(Biological Degradable Material),译为可生物降解物质,是具有生物活性的有机质。根据何品晶等的研究表明[2]:垃圾中可生物降解有机质具有比不可生物降解有机质更易于被化学氧化的特点,因此可以在原有“湿烧法”测定总有机质(CODCr)方法的基础上,采用常温反应,降低溶液氧化能力,使之选择性的氧化可生物降解物质。
1.1 试验中所用的试剂
1)重铬酸钾溶液:C(1/6K2CrO7)=2 mol/L。2)硫酸亚铁铵溶液:C[(NH4)2Fe(SO4)2]=0.25 mol/L。3)浓硫酸:密度=1.84 kg/L。4)试亚铁灵指示剂。
1.2 分析步骤
1)称取0.5 g左右的样品置于250 mL容量瓶中,分别加入15 mL重铬酸钾溶液和20 mL浓硫酸,将容量瓶置于振荡器上振荡1 h。同时做空白样试验。2)取下容量瓶,加水至标线,摇匀。分别取25 mL溶液于锥形瓶中,加入3滴试亚铁灵指示剂,用硫酸亚铁铵溶液回滴至溶液变为红褐色。3)计算。可生物降解物质含量
根据王罗春等对上海老港城市生活垃圾填埋场稳定化进程的研究[3]表明:填埋场封场不久(t<718 d),垃圾降解程度较小,垃圾仍呈团块状,这些团块之间各种有机组分含量差异很大,因此垃圾取样的非均匀性也很大,同时可生物降解物质含量随时间变化波动也很大,缺少规律性。封场718 d后,填埋垃圾进入完全厌氧反应期,可生物降解物质含量随时间的增加逐渐缓慢降低。可生物降解物质变化能较好地反映垃圾的降解规律。因此本次试验只对填埋2年后的垃圾体进行取样,根据填埋场填埋规划图及填埋记录,选定每年4月份～5月份进场的垃圾填埋位置,进行取样分析。
2 可生物降解组分随填埋时间的关系
2.1 试验结果
试验测定结果如表1所示。
2.2 模型的建立
生活垃圾填埋2年后,垃圾降解速率基本稳定并处于厌氧降解阶段。垃圾体中可生化降解组分的降解为一级反应,可表示为:
其中,k为垃圾体中可生物降解组分降解速率常数,年-1;ci为垃圾体中可生物降解组分含量,kg/m3;t为填埋时间,年。
对式(1)求积分,得下式:
Ct=C0e-kt (2)
其中,t为填埋时间,年;Ct为t时刻垃圾中可生物降解成分的含量,kg/m3;C0为t=0时垃圾中可降解成分的含量,kg/m3;k为垃圾体中可生物降解组分降解速率常数,年-1。
本文根据式(2)和试验测得系列卫生填埋场不同填埋时间垃圾体中可生物降解物含量值(ti,ci),按照最小二乘法对卫生填埋场可生物降解组分变化模型的参数进行估计,得出卫生填埋场可生物降解组分变化模型的参数(见表2)和可生物降解组分含量的变化曲线。
拟合结果为:
CBDM=12.735e-0.067t (3)
2.3 模型的检验与评价
为验证建立的卫生填埋场可生化降解组分含量变化模型的准确性和可靠性,将模型(式(3))代入时间值进行反演计算,垃圾体中可生化降解组分含量的反演结果与试验过程中的测试值相比较,其结果见图1。
从反演结果看,卫生填埋场可生化降解组分含量变化的试验值和模型(式(2))计算值总体相差不大,表明建立的模型基本反映了卫生填埋场中可生化降解组分含量的变化过程和趋势。
3 可生物有机垃圾降解应考虑的因素
1)垃圾的组成特性。菜类及食品类含量较大的垃圾其降解速度较快,垃圾中的塑料、橡胶等高分子材料的降解则非常慢,而且垃圾中的硫酸盐和重金属离子还有抑制垃圾分解的作用。研究表明[4]:向垃圾中加入营养元素N,P和K盐,可以不同程度地加快垃圾的降解。2)垃圾的填埋方式。垃圾填埋高度和较大的压实密度可以抑制有机物的降解,填埋后不加覆盖土的垃圾比加覆盖土的垃圾降解快,垃圾破碎后,其降解速度也加快。因此,填埋时应采取好氧或准好氧填埋方式且破碎后再填埋。3)填埋场的水文气象。一般来说,在寒冷的环境中有机物的降解慢,温暖的气候有利于垃圾中有机物的降解,当垃圾处于41 ℃时,有机物降解最快。垃圾的湿度对有机物的降解也有一定的影响,含水量高的垃圾比含水量低的垃圾降解快。一般认为,当垃圾的含水量高于60%时,垃圾就能有效地分解。4)微生物的种类。在垃圾降解过程中,好氧菌、真菌、产甲烷菌、纤维素分解菌等均起着重要作用,如果控制适当的条件,使不同降解阶段的微生物优先大量繁殖,则会加速垃圾中有机物的降解。
4 结语
通过对生活垃圾填埋场可生物降解组分在垃圾体中的含量随填埋时间变化的研究表明:随着填埋时间的延长,垃圾体中可生物降解物质含量逐渐降低,呈一级负指数规律衰减(CBDM=12.735e-0.067t)。垃圾土中有机物的自然降解是比较缓慢的,因此,为加快填埋场的稳定化速度,增强填埋场的稳定性,应针对影响垃圾中可生物降解物降解的主要因素,采取适当的工程措施。
参考文献
[1]H.Belevi,P.Baccini.Longterm behaviorof municipal solid wastelandfills[J].Waste Management&research,1998(7):43-56.
[2]何品晶,邵立明.城市生活垃圾BDM测定方法的特性及应用[J].环境卫生工程,1994(2):27-29.
[3]王罗春.城市生活垃圾填埋场稳定化进程研究[D].上海:同济大学环境工程学院博士学位论文,1999:27-29.
[4]Aziz A.The critical thickness of insulation[J].Heat TransferEng,1997,18(2):61-91.
自然降解 篇8
关键词：生物降解润滑剂,氧化机量,监测
一、前言
润滑剂在日常使用过程中的一个主要问题是泄漏/溢流到环境中。润滑剂每年损失大约60万吨, 而1L润滑剂落到水面上会形成4000m2的油膜, 对环境造成极大的危害。
人们日益重视环境意识和环境法规, 对以生物降解材料为基础的润滑剂就有新的要求。最近几年已经开发了一个国际标准和几个国家生态标号/模式, 这些标准对润滑剂规定有生态特征和技术特征的要求。众多润滑剂生态指标的主要差别在于回收材料的利用, 关于对回收材料的要求, 这里举两个例子:用于润滑脂的如瑞典标准SS155470润滑脂, 用于润滑油的如Nordic Swan。
润滑剂的欧洲生态标号 (European Ecolabel) 已经公布在2005年4月26期的官方杂志 (Offical Journal) 上。它包括液压油、油脂、链锯油、双冲程油、固化脱模剂和其他全损耗润滑剂。产品应用这个标号时, 必须达到所规定的各项性能要求, 标明水生生物 (aquatic organism) 的极限毒性、具有高的生物降解能力、低的生物聚集潜力, 以及回收资源的百分比。对于新开发的产品, 其中各项成分也必须标明上述的各项指标值。
在欧洲大陆, 2001年润滑剂消耗估计达500万吨, 其中50%用于汽车, 35%用于一般工业 (压缩机、透平、液压系统、轴承和金属加工) 。市场上以矿物油作为基础油的润滑剂占统治地位, 达到95%以上。这些油污染环境, 但价格低廉, 使用面广。生物润滑剂的市场仍在发展阶段, 并且优先开发高性能的生物降解润滑剂。
为了评估生物降解润滑剂的性能, 重要的是要了解生物降解过程是如何发生的, 确定适当的控制参数, 极限值和采样频率。现在工业界已经确定了实验室的特定的离线测试方法, 对标准矿物的变化间隔期提供有用的信息。但是还没有规定分析方法用于控制生物降解润滑剂, 特别是生物降解润滑剂的氧化机理与矿物油有所不同。
在BIOMON项目中已经开发了几种油脂和油液, 不久的将来可以代替常用的润滑剂。这些润滑剂用途广泛, 可润滑的零件如轴承、齿轮和滚珠丝杠等。对新配制的生物油提出了一种降解过程的初步分析方法。
二、实验
1. 实验用油
在这个研究中, 一方面使用商用液压油 (ISOVG68) 作为配制的矿物油。在这个配方中包括有EP添加剂, 但不含抗氧化剂。另一方面, 开发了一种生物降解的TMP饱和脂, 用于研究它的氧化过程。生物降解油的配方中包括有EP添加剂和抗氧化剂。
2. 氧化的动态研究
润滑剂是在温度和压力的极端状态下和氧化的环境中进行试验的。润滑剂在常温时发生降解的时间称为开始时间 (onset time) , 此时同时发生相应的热交换。为了预测实际应用时润滑油的氧化状态, 通过差示扫描量热法 (Differential Scanning Calorimetry, DSC) 分析技术, 可以获得油液的氧化动态。这个实验过程是对所分析的试样采用程控加热:压力为20bar, 加热速度为3℃/min, 从100℃加热到600℃。
在矿物油的氧化降解过程中可以观察到两个反应阶段:氧化和燃烧。首先观察到一个放热高峰 (exothemic peak) , 相当于润滑油的氧化;温度再升高时, 出现另一个量热高峰 (calorimetric peak) , 相当于残油的燃烧。至于生物润滑剂, 由于它的化学成分不同于矿物油, 可以观察到三个反应阶段。在这个研究中所获得的动态参数, 使我们可以预测到润滑剂在氧化的气氛中和特定温度时的润滑情况。
3. 实验方法
已经开发出一种新的氧化方法, 替代ASTMD943, 广泛应用于评估防腐性透平油在温度95℃, 有氧气、水与铜和铁金属存在的环境中的氧化安定性;并替代ASTM D2274, 用于测量中等馏份的石油燃料在温度95℃的氧化条件下的常规安定性。氧化的条件如下:把1.5L的润滑剂装在盆式反应器中, 加热到温度140℃时加以搅拌, 不加水和催化剂。这个氧化过程使我们可以对生物油和矿物油, 在同样的氧化条件下的降解机理进行对比。所监测的分析参数有:酸值AN (ASTM D974-04) 、40℃时的粘度 (ASTM D445) 、密度 (PE-5053-AL) 、乳化容量 (Emulsification Capacity) (ASTMD1401) 、DSC (PE-5035-AL) 、傅里叶变换光谱, FTIR (PE-5008-AL) 、剩余有用寿命RULER (PE-TA-090) 、固体%、生物降解能力 (301F) 和毒性 (OECD202) 。
对矿物油, 其报警值是氧化时间182h, 危险极限值是氧化时间288h。对生物降解油, 为了研究它的降解全过程, 在2214h时间内都处于氧化过程中。
三、结果
如表1所示, 粘度、密度、固体%和酸值等, 由于氧化作用, 都是随时间的延长而增加。氧化过程中的化学变化由FTIR来监测, 在Ⅰ区 (3520~3220cm-1) 为羟基, Ⅱ区 (1850~1612cm-1) 为羰基, Ⅲ区 (1175~1135cm-1) 为C-O基, 乳化容量在氧化的第一阶段稍有增加, 但是在最后阶段由于聚合使用而有所降低。开始时间则随氧化时间而降低。对于矿物油, 由于不含有抗氧化添加剂, 所以不进行RULER试验。生物降解能力随氧化时间稍有所降低, 但是矿物油不是生物降解的。对于矿物油, 考虑到AN, 固体%和粘度的变化, 在氧化时间达到182h时为警戒值, 达到288h时为危险极限值。
至于生物润滑剂, 对AN和粘度没有稳定的极限值。表1中显示的粘度、AN和RULER在氧化时间432h和1350h时有两大变化。对矿物油在3个较宽的区域实施FTIR监测:Ⅰ区 (3725~2900cm-1) 、Ⅱ区 (1850~1550cm-1) 、Ⅲ区 (1400~1000cm-1) , 这是由于所生成的氧化物的复杂性质所致。与矿物油相反, 乳化容量在氧化最后阶段有所增加, 而且开始时间有所增加, 这是由于润滑剂的成分不同所致。为了选择和制定生物润滑剂监测的参数, 氧化过程中, 固体%的逐渐增加和AN的快速增加如图2所示。另一方面, 由于固体含量在氧化432h和1350h时有所增加, 润滑剂的颜色有很大变化, 如图1所示。考虑这些结果, 选择固体%作为控制参数, 并且确定了下列2个极限值:>1%为警戒值 (AN+3.5) 和>2%为危险值 (AN+7.0) 。这是由于这个参数与所观察到的AN和粘度有重大变化有关。这就说明它与常用油的一个重要区别, 常用油的警戒值与警报值通常都很低 (例如AN+0.5和AN+1.0) 。
四、结论
为了开发状态监测策略和评估那些用生物降解润滑剂润滑的机械零件, 要稳定生物润滑剂的警戒值, 必须进行一个重要的研究。在这项工作中已经研究过TMP饱和脂, 但是对其他种类的生物润滑剂 (不饱和脂和复合脂, PAG, PAO) , 必须考虑建立一个有效的状态监测规程。
TMP饱和脂的氧化机理与矿物油似乎有所不同。这个事实可用乳化性和固体含量来校核。此外, 在由DSC获得的动态研究中, 对生物润滑剂曾经观察到有3个反应阶段, 这是因为它的化学成分与矿物油不同。用于评估生物润滑剂的氧化安定性的新的氧化方法必须标准化, 像现在用于矿物油的标准化方法那样。
对生物润滑剂已经选择固体%作为控制氧化水平的主要参数。用于控制氧化程度的其他技术有FTIR和RULER。这些技术与传统的润滑剂监测参数, 例如AN、粘度有一定的关系, 至于FTIR考虑更宽的区域。
参考文献
[1]F.Novotny-Farkas, W.Bohme.Implementation of FTIR spectroscopy for condition monitoring of industrial lubricants.World Tribology Congress.Vienna.2001
[2]The emerging Role of Oil analysis in Enterprise-Wide decision making.M.K.Noria Corp
[3]European Ecolabel for Lubricants, Official Journa (lMay2005)
