关键词： 重金属
迁移转化（精选十篇）
迁移转化 篇1
1 生活污水中重金属含量测定与结果讨论
1.1 样品的采集与制备
用聚乙烯瓶采集污水厂的进水、曝气沉砂池出水、出水。每升水样中加入10 mL的浓硝酸,使其pH值小于2,并于4℃下保存(防止重金属的水解沉淀、防止重金属在器壁表面上吸附、抑制生物的活动)。
1.2 样品的测定方法与步骤
1)仪器、试剂及药品。Z5000原子吸收分光光度计;优级纯硝酸、高氯酸、盐酸;分析纯过氧化氢;助燃气:空气,由空气压缩机供给;燃气:乙炔;铜标准溶液:1 000 mg/L;锌标准溶液:1 000 mg/L;铅标准溶液:1 000 mg/L;镉标准溶液:1 000 mg/L。混合标准溶液:用0.2%硝酸稀释金属标准贮备液配制而成,使配成的混合标准溶液每毫升含铜、锌、铅、镉分别为50.0μg,10μg,100.0μg,10μg。
2)样品的预处理。取100 mL水样放入200 mL的烧杯中,加入硝酸5 mL,在电热板上加热消解(不要沸腾),蒸至10 mL左右,加入5 mL硝酸和2 mL高氯酸,继续消解,直至1 mL左右。如果消解不完全,再加入5 mL硝酸和2 mL高氯酸,再次蒸至1 mL左右,取下冷却,加水溶解残渣,用水定容至100 mL。取0.2%硝酸100 mL,按上述相同的程序操作,作空白样。
3)样品测定。按表1所列参数选择分析线和调节火焰。仪器用0.2%硝酸调零,吸入空白样和配制的标准系列,测量其吸光度,用经空白校正的各标准的吸光度对相应的浓度作图,绘制标准曲线,再扣除空白样的吸光度后,从标准曲线上查出试样中的金属浓度。本仪器可直接读出试样中的金属浓度。
1.3 测定结果
测定结果见表2。
mg/L
阜阳污水处理厂进水中的重金属含量Zn>Cu>Pb>Cd,出水中重金属含量Zn>Pb>Cd>Cu。
2 结果讨论
2.1 生活污水各阶段的去除率
生活污水各阶段的去除率见表3。
%
从表3可以得出污水处理厂对于污水中重金属的去除率顺序为:Cu>Zn>Pb>Cd。
2.2 迁移转化机理的探讨
重金属在水环境中的迁移,按照物质运动形式,可分为机械迁移、物理化学迁移和生物迁移三种类型。机械迁移是指重金属离子以溶解态或颗粒态的形式被水流机械搬运,迁移过程服从水力学原理。物理化学迁移指重金属以简单粒子、配离子或可溶性分子在水环境中通过一系列物理化学作用所实现的迁移转化过程,迁移转化的结果决定了重金属在环境中的存在形式、富集状况和潜在危害程度。生物迁移指重金属通过生物体的新陈代谢、生长、死亡等过程所实现的迁移,是一种复杂的迁移,服从生物学规律。
传统的活性污泥工艺去除金属离子分为两个阶段:第一阶段是沉淀,属机械作用去除;第二阶段是生化曝气池污泥上的菌胶团吸附,这样重金属离子大部分就从污水中迁移转化到污泥中。活性污泥是絮状的微生物集合体,有着很大的面积,絮凝体表面带负电荷,可通过异种电荷互相吸引而对重金属产生很强的吸附能力,同时絮凝状基质(含死菌体)也可吸附重金属离子。活性污泥对重金属的去除机制大致可分为:
1)生物吸附作用,即微生物细胞壁和重金属离子的被动反应。重金属被微生物细胞表面的脂类、蛋白质和多聚糖的羧基、羟基、磷酸盐和磺酸盐所吸附。2)生物体内累积作用,生物细胞主动运输重金属离子进入细胞内。3)细胞外生物高聚物和污水颗粒的吸附作用。4)重金属的可溶性,可溶的金属离子存在于污泥的液态部分中。
3 结语
经过CASS工艺处理之后,城市污水中的重金属,绝大部分通过生物的吸附降解而去除。活性污泥对重金属的去除和运输主要依靠物理、化学和生物机制,其中,微生物的生物吸附作用对重金属的去除是至关重要的。在污水与活性污泥混合初期,微生物主要以物理吸附与生物吸附的方式较快去除重金属,此时与微生物代谢无关。接下来进行的生物积累过程中,重金属离子可能抑制微生物的代谢活动,从而使得微生物对重金属的去除效果相对吸附过程而言没有很大提高。
摘要：通过对阜阳污水处理厂的进水、曝气沉砂池、出水分析检测,研究CASS工艺对城市污水中重金属的去除效果,得出了重金属的迁移转化规律,为进一步提高CASS工艺的污水处理效果提供了科学依据。
关键词：重金属,曝气沉砂池,迁移转化
参考文献
[1]《水和废水监测分析方法》编委会.水和废水监测分析方法[M].第4版.北京:中国环境科学出版社,2007.
多氯联苯在水体中迁移转化研究进展 篇2
多氯联苯在水体中迁移转化研究进展
多氯联苯(PCBs)的生物毒性对生态环境和人体健康造成极大的威胁,国内外水环境都不同程度地受到PCBs的污染.阐述了多氯联苯(PCBs)的.特性及其环境污染现状和污染来源,论述了PCBs在水体中的迁移转化机理以及影响因素,综合介绍了国内外PCBs污染的研究方向,并提出我国今后PCBs环境行为研究的热点和方向.
作 者：郭宏伟 GUO Hong-wei 作者单位：鞍山市环境保护研究所,辽宁,鞍山114004刊 名：气象与环境学报英文刊名：JOURNAL OF METEOROLOGY AND ENVIRONMENT年，卷(期)：200925(4)分类号：Q178.1+11关键词：多氯联苯 水体 迁移转化 研究进展
迁移转化 篇3
摘 要： 任何语言的学习都基于阅读与写作两大方面，阅读与写作作为语言学习的核心方面，两者相辅相成，相互促进，在语言学习的过程中存在有效的迁移与转化。德语教学作为外语教学之一，教学难度大，因此做好德语教学中阅读与写作的迁移转化是促进德语教学的关键。本文从阅读与写作两大方面，就阅读与写作的迁移与转化探讨德语教学的促进策略，以期对德语教学提供一定的指导与参考。
关键词： 德语教学 阅读与写作 迁移与转化
德语是发源于印欧语系日耳曼语族西日耳曼语言分支下的一种语言，具有很强的综合性与严谨性，学习过程相对复杂，学习难度相对较大。德语学习最为关键与核心的为学生德语读写综合能力的培养，在提升学生德语阅读能力与写作能力的基础上，实现学生德语学习质量的改善与提升，在德语学习的过程中引导学生自觉完成阅读与写作的迁移转化，将写作与阅读结合起来，全面提升现有德语应用水平。从现有的德语教学研究看，基于德语教学中阅读与写作的迁移转化教学已经逐渐得到德语教学界的认可。
一、德语阅读教学策略分析与解读
阅读是德语教学最基础的教学要求之一，通过良好阅读习惯的培养，恰当阅读氛围的营造可以让学生在阅读的过程中感受阅读的乐趣，感受德语自身的语言魅力。因此，在日常德语教学中必须加强对德语阅读教学的关注。教师要引导学生将德语阅读真正渗透到语言学习的方方面面。德语阅读教学对德语语言学习促进作用主要通过学生德语学习兴趣的激发，增强学生德语学习的欲望完成。通过阅读学生交流分享阅读体会，促进学生的德语交能力与表达能力，并且丰富学生的知识内涵，积累德语知识，在潜移默化中完成德语阅读任务，提升德语阅读层次，并树立德语语言的语感意识。教师在引导德语阅读时要坚持多样化的原则，一方面要让学生充分认识到阅读对德语学习的促进作用，引导学生自觉参与德语阅读，学习精读与泛读，引导学生在阅读中思考。另一方面要注重阅读过程中的写作带动，完成阅读与写作的迁移转化。阅读与写作是德语学习的关键环节，学生在德语阅读的过程中积累德语知识，掌握德语语言表达习惯，提升阅读水平的同时促进德语写作能力的提升。
二、德语写作教学策略分析与解读
如果阅读是语言学习的出发点，那么写作则是语言学习的应用体现。学以致用，实现阅读向写作的迁移转化是任何语言学习都不可回避的问题，德语教学也不例外。德语写作的培养与锻炼既需要良好写作环境的熏陶，又需要学生主动参与意识的觉醒，两者都是培养学生德语学习能力的关键因素。教师在开展德语写作教学时，首先要对写作中的注意事项进行全面解读，针对德语的具体写作要求进行全方位的解读与阐释，使得学生对德语的写作硬性要求有着更全面的把握。其次要对德语的写作特征进行内在分析，学生对德语写作有着正确的认识，从而构建德语写作的基础。在德语写作的教学中，教师可以改变单一的说教形式，将德语写作教学与文学的阅读与讲解联系起来，学生在了解德语文学的基础上，进行简单的文学点评，借助文学点评的形式锻炼自己的写作能力，全面加深学生对德语写作的认识与体会，从而实现阅读与写作的迁移转化。此外，德语写作教学也不能忽略写作习惯的养成，持之以恒的写作习惯往往对写作起到巨大的促进作用，通过学生写作自觉性的调动，学生乐于写作，坚持写作，在潜移默化的过程中提升德语写作水平。
三、语阅读与写作的迁移转化分析
阅读与写作是德语教学最基础最核心的教学内容，同时是教学难度最大的教学部分。德语阅读与写作之间可以进行有效的迁移转化是基于阅读与写作之间的内在关联而定义的。从篇章语言学的角度分析，阅读与写作的相似点都是基于篇章为中心开展语言学习训练。德语阅读基于篇章中心对学生阅读进行培训，德语写作则基于篇章核心对写作进行指导，两者本质上都以篇章内的德语能力改善为教学目标，借助篇章语言学习达到德语教学的优化。阅读与写作两个方面的内容都具有相同的语言知识基础，是德语能力提升的必经途径，德语阅读与写作的迁移转化是具体而深刻的。阅读可以提高学生对德语句法的理解程度，为写作积累丰富的词汇量，有利于书面语言的转化与表达。德语习作可以帮助巩固加深对现有词汇的把握，积累丰富的词汇辅助阅读，而阅读更以心理图式的内容丰富写作者的内心，提供写作的结构思考与框架构思。反过来写作通过图式的建构完成对写作能力的巩固与强化。阅读与写作相辅相成，相互促进。
四、德语阅读与写作的迁移转化实现策略
（一）以阅读带动写作，读写结合提升写作水平。
阅读与写作相辅相成，密不可分。德语学习的过程中要做好读写的结合。在写作时可以从范文中寻找借鉴与参考，提高写作能力。“书读百遍，其义自见”，“读书破万卷，下笔若有神”，就很好地说明阅读与写作的迁移转化，阅读对写作的促进作用是多方面的。首先，广泛阅读可以丰富学生的阅读积累，开阔学生的德语学习视野。在不断阅读的过程中思维逐渐活跃，对问题的分析与把握更全面。通过阅读激发德语写作的文思，通过书籍的浸染可以丰富写作的文路。其次，大量的阅读积累为写作提供必要的素材。写作必须以生活体验与素材积累为前提，离开了阅读积累，德语写作则是无源之水、无本之木，通过阅读可以获取大量鲜活的写作素材。人的生命与精力都是有限的，如果自己观察感受体会这个世界显然不现实，而阅读则可以让我们通过别人的观察，借助别人的视野完成知识的积累、素材的挖掘，从而为写作积累丰富的材料素材。最后，阅读可以帮助德语学习者掌握既定的写作规律，把握基本的写作方法。文章是相互借鉴的，当好文章读多了，在耳濡目染的过程中学生变会懂得文章的基本写作方法，在借鉴与参考的过程中掌握文章构思布局的套路与语言组织布局的规律。随着阅读的深入，看待问题的视角会更多元，对事物的把握与分析更全面，对现象的解读也更思维缜密，通过这样的阅读我们的写作水平大幅提升，阅读实现了向写作的迁移与转化。
（二）以写作带动阅读，读写结合提升阅读水平。
写作是检验阅读的方式之一，也是促进阅读的有效手段。写作需要掌握一定的方法与技巧，阅读更需要写作实践锻炼。如果阅读是理论层次的思考，则写作就是将思考付诸实践的行动，良好的阅读对写作起着极大的促进推动作用。写作练习初期必须要树立端正的态度，尽量克服不正确的思想。首先要保持写作的信心，写作过程往往是艰难的，并不是一蹴而就的，面对写作过程中的重重困难必须端正态度，保持信心，在慢慢摸索中逐渐走上写作的正轨。在这个过程中要做好经验的总结，在总结中前进。写作对阅读的促进作用是显而易见的，一方面在写作过程中激发情感体验，将这种情感体验放在阅读中，获取阅读中的情感共鸣，更便于阅读内涵与精髓的把握。另一方面可以通过练笔让德语学习者掌握基本的文章构建思路，以这种既定的思路模式开展阅读，从而掌握一定的阅读技巧，实现阅读水平的提升。阅读与写作作为德语学习的两个基本层面，相互迁移与转化实现德语语言能力的提升。
五、德语阅读与写作的迁移转化实施策略分析
写作是文章思想的文学性表达，阅读则是情感熏陶与情感共鸣的构建。阅读与写作作为德语学习的两大层面，是德语学习水平提升的关键。在发挥阅读与写作迁移转化功效时，必须坚持实事求是的原则，不能急于求成，忽视阅读的质量与写作的质量。任何语言的学习都是摸索与尝试的过程，阅读与写作也是密不可分、不可割裂的，德语学习中必须做好阅读与写作的迁移转化，在两者的相互促进中实现德语阅读与德语写作能力的双向提升。
六、结语
德语教学作为外语教学之一，在教学的过程中必然面临阅读与写作的讲解。本文主要就德语教学中阅读与写作的迁移转化进行分析，从阅读层面论述其对写作的促进作用，从写作层面阐述其对阅读的推动作用。由此我们可以得出结论，要真正实现德语教学水平的提升，必须处理好德语阅读与写作的关系，引导学生适当地搞好德语学习中的阅读与习作的迁移转化。
参考文献：
[1]王晓梅，王凤.以篇章语言学为视角分析德语阅读与写作的关系及方法策略[J].才智，2015，15：26-27.
[2]李田.浅谈在德语论文写作过程中的“有效阅读”[J].科技信息，2011，20：158.
[3]张贵艳.读写结合法在高中英语写作教学中的应用研究[D].河北师范大学，2012.
[4]黄艳可.以读促写教学模式在高中英语写作教学中的实证研究[D].贵州师范大学，2014.
[5]张洁.以读促写—提高初三学生英语写作能力的研究[D].天津师范大学，2013.
[6]李悦.美国英语阅读写作教学法课程的特点及其启示——以美国西俄勒冈大学为例[J].教育科学，2013，02：82-86.
迁移转化 篇4
灌溉污水具有供给稳定,氮/磷营养物质丰富等诸多优点,在世界上很多国家得到了广泛应用[1,2],对缓解农业水资源紧缺发挥了重要作用。但长期不合理的污水灌溉也会造成污水中富集的氮素经运移进入地下水和地表水,增加地下水和地表水污染风险。土壤水分运动受降雨/灌溉入渗、土壤蒸发、作物蒸腾等多因素影响,为复杂的非线性问题[3]。而氮素转化过程则更为复杂,一方面受到土壤水分运动的影响,另一方面,又涉及不同氮素形态之间的物理化学反应过程,影响因素众多。因此精确衡量氮素各迁移转化过程十分困难,而数值模拟则是一种十分有效的研究工具[4,5,6,7,8]。
经过几十年的发展,国内外关于土壤氮素转化和运移的数值模型已有数十种,如SoilN、ArcNLET、DRAINMOD-N、LEACHMN、DAISY、NITROGEN-2D、SPWS、ANIMO、RZWQM等[9,10,11]。土壤氮素模型主要考虑点尺度或田间尺度水氮动态过程,一般包含土壤水分模块和氮素迁移转化部分,并考虑土壤水分、温度、pH等因素对氮素转化过程的影响。但对有机碳含量的影响关注则较少。研究表明,有机碳含量对土壤中有机氮与无机氮之间的矿化/固持、无机氮的硝化、反硝化等反应速率影响十分明显[12,13,14]。因此,在污水灌溉等含有外源性有机碳输入情况下,土壤本底有机碳分布将发生改变,需要明确不同有机碳分布对氮素转化过程的影响,有必要对有机碳影响下的氮素迁移转化数值模型进行改进。本文基于田间尺度土壤水分运动和氮素迁移转化数值模型NPTTM,考虑外源输入性有机碳在土壤剖面的分布,增加有机碳对氮素反应过程的影响函数,对模型氮素转化过程影响因素进行改进,并将该改进的模型应用于含有机碳的再生水灌溉实验土壤水氮动态模拟。本文进一步采用该验证算例进行数值实验,分析了四种有机碳分布对土壤氮素动态变化过程的影响。
2 模型原理
2.1 水流运动模型
本文模型的水流运动过程采用Richards方程进行描述。
式中:θ为土壤体积含水率,[L3L-3];h为土壤水分负压,[L];S为根系吸水项或其他源汇项,[T-1];xi为空间坐标;t是时间,[T];KAij为各向异性无量纲张量的分量;K是非饱和水力传导度,可由下式表示:
式中:Ks为土壤饱和渗透系数,[L T-1];Kr为相对非饱和水力传导度。
本文采用van Genuchten方程的改进模型来表示土壤体积含水率θ与土壤负压h的关系[15]:
式中:θr为残余体积含水率(即最大分子持水率);θs为饱和体积含水率;θa和θm是土壤含水率和土壤负压关系曲线上两个假定值,且置θa=θr,而α和n都是经验常数。
2.2 氮素转化模型
模型中的氮素主要分为有机氮和无机氮。其中,有机氮根据有机物分解速率的不同,又分为快速反应有机氮(有机物、新鲜绿肥或者作物残枝落叶中的氮素)和慢速反应有机氮(腐殖质中的氮素);无机形态的氮素主要为硝态氮和铵态氮,一般将土壤中的亚硝态氮作为反应中间的过渡态,模型中不单独考虑。本文模型考虑的土壤氮素形态及其主要转化过程如图1所示,主要氮素转化过程包括有机氮向无机氮(铵态氮)的转化,无机氮向有机氮的固持,铵态氮向硝态氮的硝化,铵态氮的挥发,硝态氮的反硝化、根系吸收及深层渗漏等。
(1)有机氮的矿化/固持过程。关于有机氮的转化,模型有两个假设:快速反应有机物中氮素的流动方向和转化速率由该有机物中碳素的流动方向和转化速率以及土壤中有机物部分的碳氮比决定,慢速反应有机物的分解产物只有铵态氮和二氧化碳,不再转化为其他形式有机物;假设微生物中的碳氮比与土壤慢速反应有机物的碳氮比相同。
有机氮转化的动力学表达式如下:
式中:CC,l为快速反应有机物中碳的含量,[ML-3];Kl为速率常数,[T-1];fT、fθ为土壤温度和土壤含水量对分解速率的影响函数;CN,l为土壤快速反应有机物中氮素的含量,[ML-3];rl是土壤中快速反应有机物中的碳氮比;CN为土壤中无机氮的含量,[ML-3];fe为综合效率因子(快速反应有机物的分解过程中转化成微生物和腐殖质中的碳素的比例);r0为微生物作用的合成物质与慢速反应有机物中的碳氮比。
模拟中铵态氮的硝化、挥发等过程采用的是一阶动力反应方程,影响函数和有机氮转化过程相同,考虑了土壤温度和土壤含水量的影响[16]。
(2)改进的反硝化反应速率。反硝化过程是指土壤中的硝态氮因为反硝化反应而变成气体进入大气的过程,主要受氧气、水分、有机碳含量等因素的影响。本文模拟采用一阶动力反应方程,同时加入了有机碳的影响函数,改进后的反硝化反应方程如下:
式中:CN,3是土壤溶液中硝态氮的浓度,[ML-3];Kdn是一阶反硝化系数,[T-1];ρ为土壤干容重,[ML-3];Kd是土壤对溶质的吸附系数,[M-1L3];fC,l为有机碳影响函数;fθ、fT分别为含水量和温度对反硝化速率的影响函数[8]。
本文模型考虑有机碳对反硝化的直接影响,采用如下公式计算有机碳的影响函数:
式中:KC,l为有机碳影响函数系数,[M-1L3]。
2.3 氮素运移模型
因土壤对铵态氮的吸附作用较强,铵态氮的运移方程可用如下方程表示:
式中:CN,4为土壤溶液中铵态氮浓度[ML-3];θDij为饱和/非饱和水动力弥散系数,[L2T-1];s为吸附在土壤颗粒上的铵态氮浓度,[MM-1],采用等温吸附模型的形式,即s=KdCN,4;R4为铵态氮各种源汇项之和,[ML-3],具体包括铵态氮的矿化/固持量、铵态氮的硝化量、根系吸收量和挥发量。
硝态氮一般不易被土壤吸附,因此在硝态氮的运移方程中不考虑土壤的吸附作用,采用如下方程表示:
式中:CN,3为土壤溶液中铵态氮浓度,[ML-3];R3为硝态氮各种源汇项之和,[ML-3];具体包括硝态氮的固持量、铵态氮的硝化量、硝态氮的反硝化量和根系吸收量。
2.4 温度模型
模型中采用如下经验公式计算土壤剖面各深度的温度随时间的变化:
式中:T为土壤温度,℃;Ta为年平均温度,℃;A0为温度的年变幅,℃;z为计算点埋深,[L];Dm为衰减深度,[L];ω为温度波的频率,[T-1];t为计算时间,[T];Φ为相位移。
3 含有机碳污水灌溉土壤水氮动态过程数值模拟
本次试验为土柱模拟再生水灌溉过程,试验所用再生水取自北京市黄村污水处理厂。试验共设置3个平行试验,在整个试验期间,3个土柱独立运行,互不干扰[17]。图2为试验装置示意图,试验所用有机玻璃柱高120cm,直径为30cm,距玻璃柱底部3cm处开有直径为2cm的排水孔,并且在排水孔中安装有可控制排水的球阀。试验土壤取自田间,混合均匀,取土时沿垂直方向每10cm测量一次田间土壤容重并记录。试验期间,土柱放置在可移动的塑料大棚内,在有降雨时用塑料大棚进行挡雨,以免破坏试验条件;在气温较低时,用大棚进行保温,其余时间撤去大棚。灌水周期为7~10d,实际灌水量和灌水时间根据当时耗水情况确定。每个灌水周期中,在灌水24h后提取10、40和70cm三个深度处的土壤溶液作为观测;在灌水72h后打开排水阀门开始排水。灌水次数及每次灌水量、灌水中硝态氮、铵态氮、有机碳浓度及蒸发量见图3。
引用中国气象科学数据共享服务网北京站在试验期间(从2008年5月13日到2008年10月5日)的北京市气温数据进行温度模型参数的拟合,拟合结果见图4。温度模型各项参数:年平均温度Ta=14℃,温度的年变幅A0=15℃,衰减深度Dm=1 000m,温度波的频率ω=0.017 214d-1,相位移φ=5.228 8。
通过对比累计排水量得到土壤水分运动参数,通过土壤剖面硝态氮和铵态氮浓度对比得到氮素迁移转化参数。
(1)累计排水量拟合。图5为模拟时段累计排水量模拟值与实测值对比,由图5中可知,土柱底部排水累计量实测值和模型模拟值吻合程度较高,可认为模拟的水流过程与实际相符。此时采用的土壤水分运动参数为:θs=0.42,α=4.4m-1,n=1.23,Ks=1.3m/d,θr=0.02。
(2)铵态氮、硝态氮各观测时间剖面上的浓度分布。图6和图7分别表示不同观测时刻,土壤剖面铵态氮、硝态氮浓度模拟值与实测值对比结果。从图中可以看出,各观测时间铵态氮模拟值与实测值吻合较好;硝态氮模拟值在表层10cm位置与实测值偏离较大,源于表层的硝化作用较为强烈,导致模型模拟值偏大,硝态氮模拟值在40cm以下位置与观测值一致性较强。此时采用的土壤氮素运移参数为:土壤容重ρ=1.57×103kg/m3,纵向弥散度αL=0.07m,横向弥散度αT=0.01m。土壤对溶质的吸附系数(铵态氮吸附系数)Kd=4.0m3/kg,一阶快速反应有机物集合体速率常数Kl=0.004 5d-1,一阶慢速反应有机物集合体速率常数Kh=0.000 06d-1,慢速反应有机物的碳氮比r0=10,一阶反硝化速率常数Kdn=0.004d-1,一阶硝化速率常数Kn=0.06d-1。
(3)不同深度处铵态氮、硝态氮浓度与实测值随时间变化对比结果。图8为10、40和70cm深处铵态氮浓度模拟值与实测值对比。从图8中可以看出,不同深度铵态氮浓度随时间变化趋势与试验值基本一致。埋深10cm的铵态氮模拟值在26~42d内出现了明显的峰值,这主要是因为这三次的灌水量较大,且第26、第32、第42d灌水中铵态氮浓度很高,且其中所含的铵态氮浓度明显高于试验期间灌水中铵态氮浓度的平均值。灌水中的铵态氮含量对土壤表层的铵态氮浓度影响明显,但由于铵态氮吸附作用较强,对土壤20cm深度以下铵态氮浓度影响较小。由于受到灌水中外源性铵态氮的影响,表层10cm处模拟值出现明显波动,与灌溉过程一致。而在40cm及以下各层中,模拟值变化幅度较小,这与模拟中设置的铵态氮吸附系数较大不易移动有关,而铵态氮试验值波动较大,这可能是由于铵态氮本身较易被氧化,而反应过程同时受到多种因素的影响。
图9为模拟时段10、40和70cm深处硝态氮浓度模拟值与实测值对比。由图9可以看出,表层10cm处硝态氮浓度仍呈现明显的峰值,且与灌水过程一致,导致此现象的原因是外源性硝态氮的输入,同时铵态氮的硝化作用较强。40cm埋深以下硝态氮模拟值与实测值吻合较好。土壤10cm深与40cm深处,在第26~50d,模拟值明显比其他时刻值大,导致此现象的原因是:由于本文模型考虑了有机碳对反硝化过程的影响,因此,土壤剖面不同深度处硝态氮浓度变化受土壤中有机碳浓度影响较大,而由于灌溉污水中有机碳的输入,土壤中的有机碳浓度总体表现为先增加后趋于稳定,反硝化速率变化基本与有机碳含量变化一致,所以模拟的浅层硝态氮浓度先增加后减小并趋于稳定。由于吸附作用,有机碳一般分布在浅层土壤中,深层土壤有机碳分布较少,因此仅在10和40cm深度处出现了这种趋势,而在70cm深度处,没有此变化趋势。
总体来说,本文模型模拟的硝态氮和铵态氮浓度与实测值吻合程度较高,能反应土壤氮素的动态变化过程。
(4)平衡分析。图10(a)为模拟过程中硝态氮质量平衡柱状图,由图中可以看出,硝化与反硝化作用对硝态氮含量影响最大。模拟结束时,土柱中硝态氮含量比初始时有所增加,整个模拟过程中,硝态氮的绝对误差为292.74 mg,相对误差为4.58%。图10(b)为铵态氮模拟平衡柱状图,由图中可以看出灌水与有机氮的矿化是铵态氮的主要来源,硝化作用是铵态氮的主要减少途径,排水中几乎不含铵态氮。模拟结束时,铵态氮比初始时含量略有增加,整个模拟过程中,铵态氮的绝对误差为7.27mg,相对误差为0.14%。
(图中硝态氮(铵态氮)质量增加为+,含量减少为-)
4 不同外源性有机碳分布对氮素转化过程的影响数值实验
本文采用改进后的NPTTM模型对再生水灌溉土柱试验中的氮素迁移转化过程进行了模拟,验证了模型的适用性。为了进一步探究有机碳分布对氮素过程的具体影响,本文在保证所有土壤参数、溶质运移参数与各氮素转化参数不变的前提下,计算有机碳在土壤深度上不同分配情况下土壤中硝态氮与铵态氮的变化情况。
由于输入的有机碳是按照一定的分配方式加入土壤剖面,因此,不同的分配方式会对计算结果产生影响。本文设置了4组有机物沿土壤深度分配形式,类型A为模拟采用的有机碳分配,主要是考虑一般情况下,灌水中有机物集中在土壤表层,所以人为加大表层有机碳的权重;类型B为按深度均匀分配;类型C为按深度指数衰减分配;类型D在表层50cm以内有机碳分配量按深度线性减小,50cm以下没有机碳的补充。具体分配方式见图11。
图12和图13列出了不同有机碳分布影响下不同深度处铵态氮、硝态氮浓度模拟值与实测值对比。类型A、类型B、类型C、类型D表层40cm内有机碳含量占整个剖面有机碳含量的百分比分别为85.95%、36.36%、72.66%、96%。4种不同有机碳分布所对应的土壤10、40、70cm深度最后一次灌水前(145d)铵态氮浓度绝对最大变幅分别为0.131、0.01、0.048mg/L,硝态氮浓度绝对最大变幅分别为20.6、6.4、2.13mg/L。结果表明:不同的有机碳分布对土壤铵态氮的影响较小,但对硝态氮的影响较大。除类型B外,其余不同类型有机碳分布中,有机碳含量均随深度衰减,且土壤中铵态氮、硝态氮多集中在地表,所以表层铵态氮浓度、硝态氮浓度变化受有机碳分布影响都较下层更为显著。表层40cm内有机碳含量占整个剖面有机碳含量的百分比从36.36%(类型B)变化到96%(类型D)时,土壤10cm深度最后一次灌水前铵态氮浓度从0.437mg/L变为0.568mg/L,硝态氮浓度从49.1 mg/L变为28.5mg/L,土壤70cm深度最后一次灌水前铵态氮浓度从0.192mg/L变为0.144mg/L,硝态氮浓度7.01mg/L变为9.14mg/L。从趋势上来说,土壤中较高的有机碳集中会增加相应位置有机氮的矿化量从而造成铵态氮浓度的增加。对于硝态氮而言,有机碳随深度平均分配还是衰减型分配对结果影响很大。类型B为随深度平均分配,表层有机碳浓度较小,反硝化作用较弱,因而导致硝态氮浓度偏高,而在深层则由于有机碳浓度偏高,导致反硝化作用较强,硝态氮浓度偏低。有类似的研究也发现在人工湿地中添加简单的有机物(如葡萄糖)或者以轧棉工业的废弃棉花作为有机碳源直接覆盖在湿地表层能够大大提高反硝化速率[18,19]。
从以上分析可以看出,有机碳的分布对土壤氮素转化过程影响较大,因而得到合理的有机碳输入模式,对污水灌溉条件下土壤氮素动态变化过程的分析十分重要。
5 结语
迁移转化 篇5
阿特拉津在地下水中迁移转化的实验研究
摘要：阿特拉津是研究区内广泛使用的旱田除草剂.为治理其污染的地下水,采用静态和动态实验的方法研究其在含水介质砂层中的吸附特性和在地下水中的`迁移转化规律.实验结果表明:砂层对阿特拉津的吸附量小,不同固液比(1.0、0.5、0.2)时的分配系数分别为0.10 ,0.15,0.19 cm3/g;含水层的弥散度为0.033 6 m,阻滞因子为1.29,自然净化系数为0 .002 8/d.由此确定所建立的数学模型和参数,为研究区阿特拉津污染地下水的治理提供可靠的依据.作 者：胡宏韬 林学钰 廖资生 张兰英 姜桂兰 刘广民 魏砾宏 作者单位：吉林大学环境与建设工程学院,期 刊：长春科技大学学报 ISTICEIPKU Journal：JOURNAL OF CHANGCHUN UNIVERSITY OF SCIENCE AND TECHNOLOGY年，卷(期)：,31(3)分类号：X523关键词：除草剂 阿特拉津 迁移转化 数学模型
迁移转化 篇6
1 多氯联苯的物化性质
1.1 分子结构及特性
PCBs是一类以联苯为原料在金属催化剂作用下,高温氯化生成的氯代芳烃,分子式为C12H(10-n)Cln(见图1)[2]。理论上共有209种同类物,同类物依氯原子在联苯环上取代的数目和位置的不同而采用国际纯粹化学和应用化学联合会(IUPAC)编号来加以区别,如PCB-82,52,101,153,180等。
PCBs具有良好的化学惰性、抗热性、不可燃性、低蒸气压和高介电常数等优点,曾广泛应用于电力工业、化工和印刷等领域。在通常情况下PCBs非常稳定,对自然条件下的生物代谢、光降解、化学分解等具有很强的抵抗能力,低水溶性,但具有高脂溶性,且极易在脂肪组织中发生生物蓄积。
1.2 毒性
PCBs有许多毒理效应,可危害到代谢器官的功能和神经系统,具有致畸、致癌、致突变效应、生态食物链毒理学效应、环境“雌性化”效应、促发赤潮及藻毒素效应等。PCBs的结构特征与毒性有着密切的关系,鄂有幸等[3]研究PCBs结构特征与毒性的关系,发现PCBs的毒性直接与两苯环之间的二面角密切相关,偏离0°越大,则形成共面所需势垒越大,毒性就越小。毒理学家通过长期的研究表明,在209种同类物的结构中,PCB77、PCB126及PCB169的毒性远高于其它同类物。
2 多氯联苯的分析方法
2.1 前处理方法
样品前处理的步骤中,萃取和净化是其中的关键。萃取方法的选择很大程度上取决于环境基质,不同样品(液体样品、固体样品)的萃取过程有一定差异,液体样品(地表水样品)的操作要易于固体样品(沉积物样品、生物介质样品)。
2.1.1 液体样品
液体样品的前处理技术由固相萃取技术(SPE)逐渐取代传统的液液萃取(LLE),近年来又发展固相微萃取(SPME)、液相微萃取(LPME)、膜辅助萃取(membrane-assisted liquidextraction)、搅拌棒吸附萃取(SBSE)等技术[4]。
SPE是SPME、SBSE的理论基础。与LLE相比,SPE不需要大量互不相容的溶剂,处理过程中不会产生乳化现象,它采用高效、高选择的吸附剂,能显著减少溶剂的用量,简化样品与处理过程,同时所需费用也有所减少。其缺点是目标化合物的回收率和精密度要低于LLE。由于SPE萃取完成后,需用洗脱液洗脱,并没有脱离有机溶剂的操作,且还要浓缩洗脱液以达到较低的检出限,操作过程繁琐,所以在SPE的基础上发展SPME、SBSE等技术。上世纪90年代SPME在SPE基础上发展起来,是将萃取材料涂在一个类似气相色谱为两进样器的萃取装置针头的萃取纤维上,在样品中萃取出待测物后直接在GC的进样口将萃取的组分解吸后进行色谱分离与分析检测。SBSE的原理与SPME相同,都属于吸附型萃取,其设备易储存及运输,可以实现现场萃取。在SPME中,样品用量少,萃取时不使用溶剂,其缺点是可以涂附的萃取材料的量太少,所以只有萃取特定的有机物才能得到较高的回收率;在SBSE中萃取材料的量要远大于SPME,因此其重现性及回收率要大于SPME。同时两者的萃取时间都比较长,大约在15~90min,且对于极性物质的萃取效率较低。LPME是在LLE基础上发展起来的,有很好的富集效果,且集采样、萃取和浓缩于一体,需要有机溶剂量非常少,是一种环境友好的萃取技术,与SPME相比,LPME的缺点是有溶剂峰,有时容易掩盖分析物的色谱峰。
2.1.2 固体样品
固体样品可用前处理技术有索氏萃取法(Soxhlet)、微波萃取法(MAE)、超临界流体萃取法(SFE)及加压流体萃取法(PLE或ASE)等。
索氏萃取方法是一种从沉积物、生物组织等固体样品中提取有效物质的有效方法,也是US EPA8082A方法中推荐使用的PCBs提取方法之一[5],但存在提取时间过长,有机溶剂用量大等缺点。SFE的主要特点是传质速度快、穿透力强、萃取效率高、操作温度低、选择性好、污染少、无溶剂残留;缺点是要在高压状态下进行,仪器成本高。SFE多用于分子质量较大、挥发性较低、极性不太大的有机物的萃取。MAE的热效率高,升温快速均匀,在进行微波辅助萃取时,样品温度往往会急剧升高,萃取完后需要较长的冷却时间。PLE(ASE)萃取PCBs时,有机溶剂在沸点温度(250~300℃)及高压(50~100MPa)条件下,静态萃取5min,可达到良好的萃取效果。但不适用于热不稳定成分的萃取,同样不适合大体积样品的提取。水环境样品中PCBs的前处理方法(见表1)。
在PCBs分析中,样品的前处理技术是整个分析过程的瓶颈,往往是影响分析成败的关键,一直是分析环境中持久性有机污染的研究热点,制约着分析科学的发展,建立高通量的样品前处理方法,将会大大降低检测和分析成本,缩短时间。对于每一种技术,不单要考虑萃取的效率,还要考虑到影响整个分析方案的其他因素,如花费、方法的复杂性、有机溶剂的用量、自动化水平等,从表1可以看出在水环境样品的前处理方法中,固体样品按其萃取时间长短来看,提取时间是最快的是MAS和PLE(大约20min),索氏提取用时最长,需16h。水样品中固相萃取和固相微萃取方法以其操作简单、快速,溶剂用量少,重现性好的特点受到环境中多氯联苯分析学者的青睐,这些前处理方法,为环境中痕量PCBs分析提供有力的技术支持。
LOD:方法检出限
2.2 分析方法
环境样品中涉及多氯联苯的分析方法有不同的方法和手段,气相色谱法(GC)所具有的高分离能力、高灵敏度和高分析速度等优点,使其成为分析PCBs常用的有效方法。目前对PCBs进行定性定量分析时通常选用的检测器为电子捕获器(ECD)和质谱(MS)。
ECD属于非破坏性检测器,是分析痕量电负性有机化合物最有效的检测器,具有选择性较好、灵敏度高、检测限低、易操作和维修等特点。对PCBs的分析,其最低检测限可达10-14g,但PCBs同族体的种类繁多且物理化学性质极相似,GC-ECD能够反映样品中PCBs总的污染水平,但是单个同系物的污染水平无法确定。ECD不能区分PCBs与像4-4'-DDE这样的干扰组分的差异,也不能对诸如PCB77和PCB110这样的具有相同色谱保留行为作判定。由于缺乏定量数据,GC-ECD只是测定PCBs组分在柱上的保留时间,而难于对组分进行定量分析。
GC-MS是目前测定环境样品中内分泌干扰物的主要方法之一,由于质谱(MS)具有高灵敏度、高选择性和高可信度,用MS测定PCBs时会出现高丰度的分子离子峰和明显的氯原子束的特征,可以得到氯原子数和分子量等数据。由于MS的高选择性常常受到低分离的影响,将GC-MS联用可以利用GC进行分离,MS进行鉴定及定量,是对PCBs同类物和异构体进行分析的最有效的方法[16]。
Lukasz Dabrowskia等[17]采用GC-MS分析方法对Odra河床上的沉积物进行分析,分析结果得出GC-MS分析方法能获得PCBs的丰富信息。Annika Smeds[18]分别采用GC-ECD和GC-MS 2种分析方法分析PCBs,对比得出GC-ECD检测出PCBs的平均浓度要比GC-MS检测出的浓度高2倍。吴建伟等[19]认为GC-ECD分析方法需借助于MS来确定PCBs分子中氯原子的组成数目,且GC-ECD无法确定PCBs的共存物,对PCBs的测定结果往往只有总量的60%~80%,认为GC-MS法优于GC-ECD法。
总之,在PCBs检测中,用GC-ECD分析能获得样品中PCBs总的污染水平信息;使用GC-MS的优点在于对PCBs定性不仅可提供保留时间,且增加PCBs的特征离子及氯同位素峰丰度信息,因此GC-MS检测日益得到广泛应用。相比而言,GC-ECD和GC-MS检测均是常规的分析方法。
3 多氯联苯在水相中的迁移转化规律
3.1 污染分布状况
通过分析检测和环境监测可弄清楚PCBs物质在环境介质中存在的种类、含量以及分布规律。国内外多氯联苯污染分布状况见表2[20~31]。
3.2 多氯联苯在水相中的迁移转化
多氯联苯通过大气沉降和随工业、城市废水向河流、湖泊海洋沿岸水体排放等方式进入水体,进入水体的PCBs,在水质条件下发生各种物理化学变化(见图2),其迁移转化及归宿的规律对其毒性效应有重要影响,因而环境污染化学的重要任务即在于找出迁移转化规律,为提供相应控制措施和途径提出理论和实践依据。
PCBs属于疏水性有机污染物,进入水体后主要吸附于悬浮颗粒物中,且大部分随颗粒物的下沉而分配到沉积物有机质和溶解性有机质中,当PCBs水中浓度很低时,沉积相中浓度仍然会很高,常常反映出整个区域中PCBs的污染状况。由此,PCBs通过水体、沉积物及底栖生物体之间的浓度依次递增,最后对人类构成潜在威胁。Harrad等[32]经研究得出环境中的PCBs经迁移转化后的分布情况,约93.1%留存于土壤、3.5%进入海水、4.1%存于底泥,淡水和牧草及人体内存在的量约占1.4%。PCBs分配在不同的介质之间,如水、沉积物、生物体,以达到平衡状态。李敏学等[33]研究第二松花江中的PCBs,从水中检出率为31.5%,含量约为0.013ng/g;底泥检出率为100%,含量0.12~1.05ng/g;鱼体重的检出率为100%,含量6.4~214ng/g。聂湘平[34]研究珠江广州河段中的PCBs,水体中的含量范围在0.70~3.96ng/L,平均含量为2.30ng/L;在沉积物中的含量范围11.56~485.45ng/g;在底栖生物体内含量为90.38~173.7ng/g。聂湘平等[35]对PCBs在微宇宙水族系统中的分配、迁移行为进行模拟,反映多氯联苯在水体、底泥和生物种群中的分布与迁移。Arvid Fromberg等[35]对PCBs在格陵兰岛和法罗群岛上生物体中和沉积物中的浓度分布特征作评述,揭示PCBs在水环境中表面水/沉积物/生物体的迁移转化和环境行为,对治理PCBs污染极为重要。
4 结语
迁移转化 篇7
前苏联心理学家维果斯基把前概念称之为“日常概念”或“自发概念”。 Good (1991) 等主张用“前科学概念”, 简称“前概念” (pre-concepts) 。他认为, “前科学概念”和“错误概念”相比, 否定的意味要少些;“前科学概念”是特定的科学;学习者拥有的前科学概念最终会把学习者引导到当前的科学概念上来。他还认为, “前科学概念”最好地表达了科学教育研究者想要表达的意思[1]。
国内一些学者认为物理学习的前概念是指个体在没有接受正式的科学教育之前, 对日常生活中所感知的现象, 通过长期的经验积累与辨别式学习而形成的对事物的非本质的认识[2]。
在本文中, 笔者沿用“前科学概念”的定义, 对诸如错误概念、前概念、相异构想等其他概念不进行详细区分, 由于都是在教学之前就存在于学生的思维活动, 所以统称为前科学概念, 它是学生在学习科学概念之前按照自己的习惯、经验、思维方式对问题、现象进行主观判断的一种心理趋向性, 包含学生在日常交往、个人生活、各种活动中的所有经验。
二、前科学概念的负迁移功能
前科学概念中存在的一些错误的、片面的、有缺陷的认识对物理概念的学习产生相当大的消极影响, 延缓学生对概念的接受速度, 误导学生走向狭隘偏执的思路, 束缚学生对概念内涵的理解, 而且纠正的难度很大, 甚至在学习了正确的科学概念之后的相当长时间内还会在学生的潜意识里对学习存在干扰。主要表现有两种:一是妨碍概念理解的全面性、完整性, 造成对概念理解的片面性;二是阻断知识间的内在联系, 造成认知过程与运用过程的脱节[3]。这些错误的想法如果得不到及时纠正, 极易使学生形成错误的思维定式, 必将影响物理概念的顺应。可见, 学生的前科学概念对新的物理概念的学习具有阻碍作用的功能, 主要是:
1.形成思维障碍
初中生总是按照自己的思维习惯来考虑问题, 不良的思维定式总是干扰科学概念的建构。如他们常常认为下滑的物体受到一个下滑的力, 踢出的足球在空中飞行时受到一个推力, 静止的物体没有惯性, 等等。学生短时间内很难接受运用科学的方法分析问题, 因此, 初中学生执著的自以为是的不良思维惯性是根深蒂固的一个障碍。
2.片面掩盖全面
管中窥豹略见一斑的片面性思维方式, 常常导致以偏概全的错误。如用力推静止在地面上的大箱子时没有推动认为推力小于摩擦力等。前科学概念造成学生只在自己狭隘的一个角度看问题, 像是刻舟求剑, 妨碍着学生从多角度全面分析问题。
3.干扰思维方法
在数学中形成的求平均值的方法, 对于求平均速度、合金密度、混合液体的密度等问题往往误导为求几个速度或密度的平均值, 初中学生会轻易地按照这个方法去所谓顺理成章地解题, 忽视了对物理概念内涵的理解。
4.阻碍概念顺应
顺应是指外部环境发生变化, 而原有认知结构无法同化新环境提供的信息时所引起的儿童认知结构发生重组与改造的过程[4], 即个体的认知结构因外部刺激的影响而发生改变的过程。如风扇本来是加速空气流动, 加快身体表面汗水的蒸发, 从而达到蒸发制冷的。然而初中学生却认为电风扇吹温度计时温度计的示数会下降和扇子扇来的风是冷的, 阻碍了对液体蒸发制冷的顺应。
前科学概念的负迁移, 使得学生难以用科学的思维去看问题, 成了学生学习物理概念的重大障碍, 因此, 在一定程度上, 初中物理教学的任务是转化学生前科学概念的负迁移, 在头脑中建立科学的概念。
三、转化前科学概念的负迁移的策略
1.设疑引发冲突, 克服经验错误
认知冲突是指当个体意识到个人认知结构与环境或是个人认知结构内部不同成分之间的不一致所形成的状态[5]。教师有意创设使学生产生矛盾想法的问题情境, 能让学生充分暴露他们自己不正确的想法, 与科学观点对照后意识到自己原有经验认识中的不足和思考方向、思维方法的错误, 促进学生放弃旧想法。
如, 学生认为空气没有质量或重量, 向学生设疑:假设把我们教室里的空气压缩装入一个口袋中, 你能否提起来?多数学生的想法是单纯的, 认为会轻松地提起来。然后引导学生测量空气的体积即教室的容积, 用尺测出教室的长、宽、高即可, 空气的密度从教材的密度表中查找, 当他们根据公式m=ρV算出教室里的空气质量为几百千克 (即几百公斤) 时, 他们自己也非常惊讶, 我们看似轻飘飘的空气竟也有如此大的质量!通过计算使学生认识到尽管空气密度小, 但是体积很大时, 质量仍然很大, 从而摒弃空气没有质量或重量的前科学概念。
2.加强变式教学, 把握概念关键
变式练习是在不同情境中练习使用同一概念原理或程序[6], 所以举一反三地变式练习可提供大量包含某一物理概念的正面和反面事例, 突出概念事例的关键特征, 舍弃其无关本质的特征, 因而容易习得科学概念, 有助于转变错误的认识。
例如, 学生对摩擦力的方向判定问题, 由于学生受前科学概念的影响, 忽视对两个接触物体的相对运动的理解, 初中学生容易认为摩擦力的方向必与物体运动方向相反, 尤其是有关静摩擦力方向的问题。为帮助学生理解摩擦力的方向与物体相对运动方向相反这个概念, 变式情境设计如下:
(1) 把长方体木块平放在桌面上滑动, 木块不久会停下。分析可知, 木块停止的原因是木块受到了反方向的摩擦力作用, 即木块所受摩擦力方向与木块运动方向相反。
(2) 在桌面上放一长方形薄纸壳, 在长方形薄纸壳上仍然平放上该木块, 并拖动长方形薄纸壳, 使木块跟着长方形薄纸壳一起向前缓慢加速运动 (不是匀速直线运动) 。引导学生分析:木块随长方形薄纸壳一起向前运动, 木块相对长方形薄纸壳静止, 可是木块由于惯性时时刻刻相对于长方形薄纸壳要发生向后的运动, 所以木块所受摩擦力的方向跟要发生的相对向后的运动方向相反, 因此木块所受摩擦力的方向跟木块的运动方向相同, 也正是木块所受的静摩擦力改变了木块的运动状态, 使它不断加速。由此得出摩擦力的方向总是跟物体间已经发生的相对运动或要发生的相对运动方向相反。
(3) 当你用双手握紧前后轮的手闸使车轮不能转动, 用适当的力试着推自行车, 自行车没有滑动时, 此时你感觉到的阻力就是静摩擦力;继续增大推力, 让自行车刚好开始运动, 此时感觉到就是“最大静摩擦力”;继续增大推力, 使自行车能够做匀速滑动 (就是平动) , 此时你感觉到的力就是滑动摩擦力, 以上摩擦力的方向是向后的。
3.注重探究实验, 否定错误概念
感性认识是理性认识的基础, 所以丰富感性认识是帮助学生理解概念的重要手段, 而感性认识要在实践中获得, 所以探究实验可以帮助学生用真实的探究结果否定原来错误的认识。维果斯基指出:“科学概念的直接教授是不可能的, 而且也是没有效果的。一位试图如此做的教师, 除了空洞的言辞和儿童鹦鹉似地背诵外, 一无所成。虽然模仿了相应概念的知识, 但实际上是一片空白。”[7]在初中物理学习中有相当一部分的前科学概念的负迁移必须依赖探究实验转化。
例如, 许多学生总是错误地认为, 物体与物体之间必须相互接触才会有力的作用。可以设计探究实验如下:
准备一个大磁针、一个大铁钉。把大磁针放在顶针轴上, 手拿大铁钉的一端, 垂直靠近大磁针的一个磁极, 观察到一定距离时, 大磁针可以被手拿的大铁钉控制, 任意摆布它的转动, 这个吸引力不是由接触产生的。再把一个大铁钉放在桌面上, 取下大磁针, 手拿着大磁针去靠近大铁钉, 观察大铁钉被吸引上来的距离, 还会看到没有接触就产生了吸引力。通过这样的探究实验, 学生既体验了物体间力的作用是相互的, 又否定了物体与物体之间必须相互接触才会有力的作用这个前科学概念。
学生通过亲自实验来验证自己的想法, 既让学生“自己”信服地否定了自己的错误认识, 又对物理概念有了较为深刻的理解。
4.加强正误对比, 理解科学概念
对比运用于两个或多个相似的程序性知识的学习, 通过提供对比, 寻找差异, 可以牢固掌握知识。[8]正误对比能帮助学生认识到新旧概念的异同, 可使学生找出错误之处以及错误的成因, 理解错误观念与科学概念的本质区别, 进而阻碍负迁移。
例如, 初中学生受数学思维定式影响总是认为平均速度就是速度的平均值, 可以如下设计问题, 加强对比克服前科学概念的负迁移。给出两个对比的思考题:
(1) 甲物体做匀速直线运动, 以16 m/s的速度运动8 s后再以10 m/s速度沿原方向继续运动了8 s, 求甲物体在这16 s的时间内的平均速度。
(2) 乙物体也做匀速直线运动, 以16 m/s的速度运动128 m后再以10 m/s速度沿原方向继续运动128 m, 求乙物体在256 m路程内的平均速度。
在 (1) 中, 甲物体在16 s内的平均速度应该是:
undefined
学生运用undefined运算也会得到13 m/s, 尤其是在选择题时可以选对就自以为是, 忽视了对平均速度的物理意义的理解, 并在此观念上受到负迁移作用影响, 认为在问题 (2) 中 (1) 也有undefined。实际上, 问题 (2) 中, 乙物体在256 m的路程中的平均速度是undefined。
通过正误对比, 让学生意识到:在变速运动中, 平均速度的物理含义是在某段路程中或某段时间内单位时间内通过的路程, 反映的是在某段路程中或某段时间内物体运动的平均快慢程度, 绝不是几个速度相加后运用数学方法去求平均值。
采用“正误对比”, 用科学的结论和他们所谓的想法对比, 让正确与错误通过学生头脑进行思维加工后, 自己去否定错误, 理解科学概念。
5.适当进行比喻, 抽象化为形象
用学生经历过的体验设计比喻, 是为了再现物理概念的内涵, 可以使无法感知的抽象概念化为比较形象的物理图像, 容易被学生想象而认可。
例如, 在热传递过程中, 高温物体的温度降低了, 低温物体温度升高了, 有些学生认为在热传递过程中传递的是温度而不是内能。针对这种错误认识, 我们用一盛水的横截面积不同的连通器来比喻热传递过程。当水从液面较高的容器流向液面较低的容器中时, 原来水位高的容器里的水位降低了, 原来水位低的容器里的水位升高了。这样比喻, 在热传递过程中, 由高温物体向低温物体传递的是内能而不是温度, 就好像在连同器之间流动的是水而不是水位 (液面高度) 一样, 内能可以在物体间转移, 而温度 (水位) 不会转移, 只能升高或降低。
6.进行逻辑归谬, 转化错误概念
归谬法就是首先假设原概念正确, 然后利用其所谓的想法或思路归纳出与事实或已知的定律原理相悖的结论, 进而引发学生在该问题的认知冲突, 让学生在冲突中自己发现原有前科学概念的错误之处, 以达到对科学概念的正确顺应。[9]归谬法容易引起学生的自相矛盾, 从而能诊断出学生原有的错误想法和不足之处, 因此教师要善于利用归谬法否定学生的错误认识, 帮助他们建立科学概念。
如起重机吊着一重物匀速直线上升时, 学生经常认为起重机的钢丝绳对重物的拉力大于物体的重力, 甚至在学习二力平衡条件后还会犯如此的错误。在初中阶段因为不涉及加速度问题, 只要求学生会运用二力平衡条件分析解决问题, 所以都强调是匀速上升或下降, 学生的这个答案在物体由静止到匀速运动的过程中的起始阶段是对的, 但是问题并没有问起始阶段。
教师:假设重物匀速直线上升时钢丝绳对重物的拉力大于物体的重力, 请大家分析物体在竖直方向的受力?
学生:钢丝绳对重物竖直向上的拉力, 地球对物体竖直向下的重力。
教师:忽略空气的阻力和浮力, 那么拉力大于重力时这两个力平衡吗?
学生:不平衡。
教师:重物还会匀速上升吗?
学生:不会。
教师:既然不会匀速上升, 与题意矛盾, 怎么回事?
学生:重物匀速直线上升时钢丝绳对重物的拉力跟物体的重力平衡, 二者大小相等。
这样归谬使学生认识到他们只管从自己原来的想法出发考虑问题, 并没有根据新学习的概念——二力平衡条件解决问题, 所以必须改变原有的思维方式, 依据科学概念 (二力平衡条件) 思考问题。
7.开展合作学习, 加强小组讨论
合作学习是一种旨在促进学生在异质小组中互助合作, 达成共同的学习目标, 并以小组的总体成绩为奖励依据的教学策略体系[10]。通过小组合作、讨论、交流可以展示出学生不同的看法与经验, 从而有助于对现象或事物更加全面深刻地认识, 补充扩展学生自己原来肤浅片面的认识。
例如学习浮力时, 学生存在诸多的前科学概念:下沉的物体不受浮力, 浮力跟物体浸没的深度有关且物体浸没得越深浮力越大;在足够深的水中投入大石块和小木块后大石块因为下沉受到的浮力小, 小木块因为上浮受到的浮力大, 进一步发展成上浮或漂浮的物体受到的浮力大于沉底的物体受到的浮力等。为此, 让学生组成合作小组利用实验在强化感性认识的情境中展开讨论, 克服错误认识中的不足、片面。
(1) 用二次称重法测浮力, 即用细线系好一个小石块 (或铁块) 挂在弹簧测力计下, 在空气中测出小石块的重力后再把测力计下的小石块全部没入水中, 记下测力计示数 (也叫视重) , 结果发现弹簧测力计示数明显变小。
教师:你的实验结果说明了什么?
小组讨论:前后两次示数之差就是浮力的大小, 实验证明在水中下沉的物体也受到浮力, 并且浮力的方向是竖直向上的。
教师:你还能通过怎样的经验证明这个观点正确?
小组讨论:在游泳池的底部搬起一块石块, 要比在岸上时搬起同一石块轻松得多;在水中捞物体时当物体离开水面后用的力变大, 等等。
(2) 使测力计下吊着的石块浸没在水中不同深度处, 小组成员观察测力计示数, 发现示数不变。
教师:你的实验结果说明了什么?
小组讨论:说明浮力跟物体全部浸没在液体中的深度无关。
教师:浮力跟物体全部浸没在液体中的深度无关的原因是什么?
小组讨论:浮力的大小等于物体排开的液体受到的重力, 根据F浮=G排=ρ液gV排可知, 物体排开的液体受到的重力又等于液体的密度、物体排开液体的体积、常数g三者的乘积, 由于V排不变, 液体密度不变, 故物体排开的液体所受的重力大小不变, 即浮力大小不变。
(3) 用二次称重法分别测出一个小木块和一个比木块体积大的石块的浮力。
教师:小木块在足够深的水中会是什么状态?
小组讨论:漂浮。
教师:漂浮的物体浮力等于什么?
小组讨论:物体本身的重力, 只要测出木块的重力就知道了浮力。
教师:大石块下沉了, 为什么?
小组讨论:大石块的浮力小于它本身的重力。
教师:你们的结果是什么?
小组讨论:大石块受到的浮力大。
教师:为什么?
小组讨论:根据阿基米得原理F浮=G排=ρ液gV排可知, 大石块的V排大, 而液体密度一定, 所以它受到的浮力大。
因此, 通过讨论, 克服每个人狭隘的理解, 在运用中加深了对阿基米得原理的理解, 转化了本身错误的认识。
8.相似概念归类, 运用促进理解
概念归类练习的目的在于:一是改正理解中的错误, 达成充分理解;二是促进对概念与原理的保持。[11]在初中物理中产生负迁移可以归类的前科学概念零散分布于各个章节中, 不是一个课节全出现, 教师的归类, 就是为突出概念的共性特征, 帮助学生克服由于过分相信“生活经验”的那些“形似而神不是”的问题, 并强化记忆。
如锅里的水沸腾时会冒出大量的“白气”, 大部分学生认为水中冒出的是白色气体, 或认为家里厨房做饭时腾腾的“热气”就是“水蒸气”。为转化这个错误概念, 把这样的现象进行归类:冬天湖面上冒“白气”, 夏天雪糕周围冒“白气”, 冬天口中呼出“白气”, 烧水时壶嘴冒“白气”, 夏天向地面泼水时有时也会冒“白气”, 打开易拉罐时有时会冒“白气”, 热的饭菜冒“白气”, 等等, 其实质都是水蒸气遇冷降低温度液化形成的小水珠, 聚集在一起就叫“白气”, 所谓的“白气”也叫“白雾”“白烟”或“雾”, 是大量的小水珠聚集在一起形成的雾状物, 水蒸气是无色无味透明的气体, 是看不见的。还要引导学生懂得是从哪里来的水蒸气液化形成的小水滴:冬天湖面上冒出的“白气”是湖水中蒸发出来的水蒸气遇到湖面上方冷空气降低温度液化凝结成的小水珠, 冬天口中呼出的“白气”是人体内呼出来的水蒸气遇到体外冷空气降低温度液化凝结成的小水珠, 烧水时壶嘴冒出的“白雾”是水壶中蒸发出来的水蒸气遇到壶嘴上方冷空气降低温度液化凝结成的小水珠, 夏天向地面泼水时冒出的“白气”是空气中的水蒸气遇到地面附近的冷空气 (因地面上的水快速蒸发制冷导致地面短时间降低温度从而有短时的冷空气) 降低温度液化凝结成的小水珠, 打开易拉罐时会冒出“白气”是因为罐内气体膨胀对外做功, 气体内能减小, 温度降低, 其中的水蒸气液化形成小水珠, 热的饭菜冒出的“白气”同烧水时壶嘴冒出的“白气”原理相同。
总之, 初中物理教师应充分重视学生的前科学概念, 使原有的概念同新学习的概念密切联系起来, 通过同化来扩充自己的图式, 丰富发展正确的科学概念, 通过顺应来转变错误的认识, 转化前科学概念的负迁移, 形成对概念多维的全面理解, 促进物理概念的习得。
摘要：初中学生在日常生活以及以往的学习过程中, 积累了大量的个体经验, 其中有很多认识是与当前的科学概念相违背的, 这就是学生头脑中的前科学概念。在初中物理教学中前科学概念的负迁移对学生物理概念的学习具有阻碍作用。为促进物理概念学习, 提出以下前科学概念负迁移的转化策略:设疑引发冲突, 克服经验错误;加强变式教学, 把握概念关键;注重探究实验, 否定错误概念;加强正误对比, 理解科学概念;适当进行比喻, 抽象化为形象;进行逻辑归谬, 转化错误概念;开展合作学习, 加强小组讨论;相似概念归类, 运用促进理解。
关键词：前科学概念,初中物理,负迁移,转化策略
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迁移转化 篇8
1 污水处理厂汞污染来源
城市污水中汞的来源主要包括以下几个方面:工业废水、医疗废水、实验室废水、生活废水以及自然降雨径流。其中工业废水中汞主要来自有色金属冶炼和压延加工业、化学原料和化学制品制造业以及有色金属矿采选业等行业;生活污水中汞来源复杂,包括日用化妆品、破碎温度计、汞齐牙科填料及药品、颜料和木材防腐剂等。
2 污水处理厂汞的迁移转化
2.1 国内外研究
国外关于污水处理厂中汞的研究,较早的一篇是Gilmour和Bloom对在美国宾夕法尼亚州的一座生活污水处理厂进行研究,约95%的汞存在于污泥中,只有约3%的汞排入受纳水体[1]。随后Bodaly等[2]针对加拿大的三座生活污水处理厂进行了采样分析,发现进水中汞的浓度波动较大(2~160 ng·L-1),平均浓度为61 ng·L-1,出水中汞的波动范围为3~14 ng·L-1,三座污水处理厂对总汞的平均去除率为88%。国内也有研究表明,相对于其他重金属,整个污水工艺流程污水中Hg的去除率最大,平均达76.4%(进水浓度为(0.55±0.1)μg·L-1)[3]。另外,罗丽指出溶解态Hg的去除率可达到85.8%,其中曝气沉砂池的去除率与氧化沟的去除效果相当(49.2%和48.4%),二沉池的去除率为2.4%,出水中溶解态所占比率高于进水[4]。国外有研究表明,汞在整个污水处理厂内的迁移取决于各个处理单元内悬浮颗粒物的动态变化,且6月去除汞的效果比12月更显著[5]。国内也有研究表明,颗粒态Hg占污水中Hg总量的比例由进水、初沉池出水和二沉池出水依次降低,从进水的84.1%减少到二沉池出水39.7%[3],说明汞的去除主要以颗粒态的去除为主。李花等[6]的研究也证实了这一点,得出二沉池出水中溶解态汞占总汞的比例显著升高(2.8%±2.0%升至21.7%±7.7%),另外,在对比初沉池与曝气沉砂池对总汞的去除率时发现,由于初沉池的水力停留时间远远大于曝气沉砂池,同时又由于曝气沉砂池的搅拌作用,初沉池中的悬浮物质能够更好地通过沉淀从水中沉淀出来,因而获得了较高的汞去除率。
2.2 汞的迁移转化过程
城市污水处理工艺流程图如图1所示。在整个污水处理流程中,汞以悬浮态和溶解态进入污水处理厂,同时包括浓缩池回流水、压滤回流水携带的少量汞。经格栅的截留、去除大块悬浮物后,上清液中总汞浓度会有所提高,而栅渣中的汞含量相对降低。污水进入沉砂池后,一小部分的汞随沉砂池排放出。一项针对城市污水处理厂总汞质量平衡计算的研究报告中指出,该部分汞仅占进水总汞的0.3%[7],其余大部分汞随水进入初沉池。由于初沉池较长的水力停留时间,悬浮态汞随颗粒物沉降到初沉污泥中,溶解态汞所占总汞比例升高。在二级处理中,污水中的总汞含量得到很大程度的削减,经过处理后,只有极少量的汞随出水外排进入到环境。目前,国内所见的两例关于污水厂出水汞浓度的报道,分别是重庆市某污水处理厂二级处理出水总汞浓度(130 ng·L-1)[3],以及焦作市第一污水处理厂二级处理出水总汞浓度(21.5 ng·L-1)。剩余污泥中的汞最终经污泥浓缩池、污泥脱水外排进入环境。污水厂中的汞除上述迁移转化过程外,还包括其在各个处理单元构筑物内的吸附、沉积。对于汞在污水厂处理厂内是否有气态汞挥发的过程,Balogh等[8]在一个大型城市污水处理厂开展的汞质量平衡研究中指出,在此过程中没有发现汞挥发损失的证据。
3 污泥中汞的含量及形态分析
受污水来源、污水性质、污水和污泥处理工艺技术、测定方法等多种因素的综合影响,不同城市污水厂污泥中汞的含量有所差别。对美国明尼苏达州污水处理厂的研究表明,污泥中汞的含量远远高于污水中汞的含量,且各工段污泥中汞的含量在0.48~0.78 mg·kg-1之间,初沉池污泥汞的浓度最高[8]。国内有研究表明,王新庄、五龙口和西南科技大学污水处理厂出泥中汞含量在3~5 mg·kg-1[5],厦门市6座城市污水处理厂污泥中的汞含量均未超过2 mg·kg-1。郭广慧等[7]在2006~2013年期间对国内城市污泥重金属含量进行统计分析,最终发现我国城市污泥的汞含量在0.1~15.8 mg·kg-1之间,平均含量为1.4 mg·kg-1,但部分污泥中汞的含量高于《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB18918-2002)中规定的污泥农用(碱性和中性土壤)时汞最高限值(15 mg·kg-1)。
污泥中重金属的含量及其生物有效性是影响污泥土地利用的重要因素,而污泥中重金属的总量不能准确地判断重金属的潜在环境影响,重金属的迁移性、生态有效性主要取决于形态。通常而言,重金属主要以可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、硫化物及有机结合态和残渣态5种赋存形态,其中,前三种一般被认为是不稳定态,后两种为稳定态。针对污泥中重金属汞的形态研究,倪伟伟等[10]在研究污泥干化过程中汞的形态转化时发现,常温下污泥中的汞只存在可氧化态和残渣态。刘英霞等以烟台市套子湾污水处理厂的剩余污泥为研究对象,采取连续化学浸取方法(七态分级法),得出污泥中的汞主要以残渣态存在,约占总量的98.78%,此外还有极少量的碳酸盐结合态、可交换态和硫化物及有机结合态[11]。
4 结语
迁移转化 篇9
关键词：PAHs,迁移,转化,生态效应
有机物污染已成为全球的一个普遍问题[1],美国环保局从7万种常见化合物中筛选出需优先控制的129种有毒污染物,其中有机物占114种[2]。污染物通过大气沉降、废水排放、雨水淋溶与冲刷进入水体,最后沉积到沉积物中,在沉积物中逐渐富集,使沉积物受到严重污染。沉积物污染的加剧主要是人为因素造成的,经济高速发展过程中排放的大量难降解污染物相当一部分积累在水体沉积物中,对水生态系统构成长期威胁。在污染源控制达到一定程度后,沉积物则成为水体污染的主要来源[3]。水体沉积物污染,是世界范围内的一个环境问题。在我国,也已发现并证实了水体沉积物具有生物毒性,此外,水体富营养化的解决关键也与沉积物密切相关[4]。繁生的藻类和N、P残余物都蓄积在沉积物中。沉积物中的重金属、有机有毒化学品等会长期成为水处理微污染的对象,是水体复合污染及复合污染过程的主要载体和介质[5]。因此,污染沉积物的治理已刻不容缓,势在必行。
多环芳烃(Polycyclic aromatic hydrocarbon)是指含有两个以上苯环的碳氢化合物,它广泛存在于自然界,种类达100多种,大部分PAHs具有较强的致癌性和致突变性,并证实还具有环境激素的作用。因此多环芳烃在环境中的分布及其对人体健康潜在的威胁已引起世界各国的高度重视。美国国家环保局(EPA)将16种PAHs列为优先污染物,分别为萘、苊、苊烯、芴、蒽、菲、荧蒽、芘、苯并(a)蒽,苯并(b)荧葸,苯并(k)荧蒽,苯并(a)芘,茚并(1,2,3-cd),二苯并(a,h)蒽,苯并(ghi)。随着全球工业的快速发展,越来越多的PAHs进入环境中来。在大气、河流、湖泊、海洋、地下水、土壤和沉积物中都发现了PAHs污染,有些地方甚至含量很高。我国由于各种矿物燃料的燃烧、工业及石油废水排放,大气、土壤、沉积物、水体和地下水、陆生海生生物中的PAHs污染问题也很突出。
由于PAHs具有低溶解性和疏水性。 会强烈地分配到非水相,特别是有机中,常常吸附于颗粒物上,因此沉积物是其主要的环境归宿。当沉积物一旦遭到严重的污染,并与上覆水体发生相互频繁的交换作用时,被污染的沉积物环境还将成为水体再次污染的潜在污染源,造成二次污染。国内外研究人员对主要的河流、海湾等流域沉积物中多环芳烃的分布和来源进行了诸多调研,部分学者还对其生态效应进行了研究。文中综合分析这些资料,探讨了我国水体沉积物中多环芳烃的迁移转化规律和生态效应。
1 沉积物污染现状
1.1 重金属
通过各种途径进入水体的重金属很容易被水体悬浮物或沉积物所吸附、络合或共沉淀,从而在水底的沉积物中富集,致使沉积物中重金属浓度相对于水中要高得多。
1.2 营养物质
长期的外源输入和水生生物残渣的沉积,沉积物中往往富集了大量的有机质、N,P等营养物质,更重在的是,当水体养分的外源得到有效控制后,沉积物中养分的季节性再悬浮仍能使水体的富营养化持续数十年。
1.3 难降解有机物
有毒有机污染物对水生态系统的危害是近年来越来越严重的问题。多环芳烃类(PAHs)、多氯联苯类(PCBs),以及有机氯化合物等不断在水体以及沉积物、水生生物中被发现。据储少岗等[6]对松花江、白洋淀等地的调查,发现水体中DDT、六六六、PCBs等有机污染物的含量较高,沉积物和鱼体内的浓度更是远高于水体,有的甚至高出1 000倍以上。水体中不断增高的有毒有机物,对水生生态造成严重的影响。
2 有机污染物在水体迁移转化规律
进入水体的有机污染物,在水质条件下发生各种物理化学变化,其迁移转化及归宿的规律对其毒性效应有重要影响,因而环境污染化学的重要任务即在于找出其迁移转化规律,为提供相应的控制措施和途径提出理论参考和实践依据。有机污染物进入水体后,在水相、悬浮颗粒相、水生生物相和沉积物相间进行分配,总的来说有以下一些规律和趋势。
2.1 PAHs在水体中的分布
目前对环境危害较大、倍受关注的多是一些在环境中能持久存在的、疏水性较强的有机污染物。进入水体的有机污染物,经过复杂的物理化学和生物作用,最后能在沉积物中长期存存的,主要是一些持久性有机污染物,而这些持久性有机污染物有很大一部分是前面提到的环境激素类(PAHs)物质。PAHs都有较强的疏水性,进入水体后,易被水体中的颗粒物吸附。PAHs与颗粒的作用不仅发生在表面吸附,而且会进入颗粒内部,即是向颗粒内部有机碳的溶解过程。被表面吸附部分的有机物具有一定的交换性和可浸出性,成为可逆吸附的部分,而进入颗粒内部有机碳的部分则大多成为不可逆吸附的部分,难以浸出[7] ,随颗粒物的下沉进入沉积物中。这种沉降作用的进行受水质和水力条件影响较大。水温、盐度、pH值等条件会影响PAHs的吸附与解吸作用的进行,而水流会严重影响颗粒物的沉降。PAHs在不同水体迁移能力不同。在比较静止的河流或湖泊,由于水质稳定,水体扰动小,有利于颗粒物沉降,PAHs易在离排放源不远的地方沉积下来[8] 。而在水流湍急,水质变化大,水生生物活动旺盛的水体里,PAHs则可能迁移很长的距离,并且在水体中可以长期存在。这会使水体中PAHs含量较高,对水生生物危害较大。同时沉降到水体沉积物中的颗粒物在各种水力条件的作用和水生生物的扰动下又可能再悬浮而进入水体,造成水体的二次污染。PAHs可以通过这种反复的沉降一悬浮过程迁移到很远的地方。
Xu等[9]研究了长江(南京段)沉积物中氯代有机污染物的污染特征,发现该段长江沉积物中不同类型沉积物的污染程度为DDTs>HCB>HCHs>PCBs。总体上该段长江沉积物中氯代有机物的含量要比欧洲一般河流沉积物中的低,氯代有机化合物的含量与沉积物中有机质的含量及重金属的含量都显著相关。
Lee等[10]研究了台湾高雄近海沉积物中氯苯、六六六及重金属的污染特征,发现氯苯等有机污染物之间存在很好的相关性,但与重金属污染的关系不明显,说明在这个人类活动频繁的海域,沉积物中重金属与有机污染物具有不同的污染特征。
裘祖楠等[11]研究了上海苏州河沉积物中EPA优先污染物的平均含量与分布特征,发现苏州河沉积物中PAHs(13种)和单氯酚(包括二氯酚和四氯酚)平均含量分别为14.99 mg/kg,和8.63 mg/kg,占苏州河沉积物中EPA有机类优先污染物总量的99.59%,而且与重金属污染的分布特征相当一致。
2.2 有机污染物的降解
研究对沉积物中有机污染物的降解多是在实验室条件下进行的,一些持久性的有机污染物降解的速度非常缓慢,加之沉积物的吸附作用,进一步减慢了有机物的降解。
Poeton等[12]研究发现,菲和荧葱在海洋沉积物的生物降解明显受沉积物吸附的影响。沉积物的吸附作用减慢了生物降解速率,因为在降解的后期,有机物从沉积物解吸到液相的速率成了整个反应的限速步骤,使得整个生物降解过程呈现一个两段行为。在实际的污染沉积物中,由于多种污染物同时存在,也使得生物降解变得更加复杂。
McNally等[13]发现在好氧条件下,才能大幅度促进菲和荧葱的降解,而菲却能抑制荧葱的降解。在厌氧条件下菲和荧葱的降解就变得非常缓慢。在欠氧条件下以N作为替代电子受体,能有效地促进低分子量多环芳烃的降解,但高分子量的多环芳烃降解微弱。
2.3 沉积物有机质对PAHs的作用
进入沉积物的PAHs,其环境行为主要受沉积物中有机质的影响。Ab-Razak等人发现沉积物中PAHs的分布主要受有机质的控制 。Wu等发现我国鸭儿湖中六六六的垂向分布主要受沉积物有机质含量及粒度分布的控制 。朱利中等[14]研究了西湖沉积物对苯胺、苯酚的吸附机理,发现西湖沉积物对苯胺的吸附能力与沉积物有机质含量成正比,其相关系数达0.9984。沉积物中有机质同样对有机有毒物质的生物素毒性影响很大。Karuppiah等人对河流沉积物中甲氧毒草剂(metolaehlor)对费氏弧菌(Vibrio fiseh—eri)的毒性,发现在水中该除草剂对费氏弧菌的LCSO为2.22,而在河流沉积物中其毒性下降到1/3O,在腐殖化程度更高的沼泽地,沉积物中其对费氏弧菌的毒性全部丧失。Kenzie等发现70以上的狄氏剂(dieldrin)被极易浮动的表层沉积物所吸附,河流水文特征成为决定狄氏剂在沉积物中分布的主要因素。绝大部分的DDT是同沉积物中大分子有机质结合。Gao等发现沉积物中原位(On-site Koc)测得的杀虫剂Koc值比实验室测定值低许多,说明沉积物中DOC吸附了杀虫剂,导致杀虫剂在孔隙水中的浓度升高,这种“增溶效应”大大增加了杀虫剂在水体中的生物可利用性和再迁移能力。
3 PAHs的生态效应
一般而言,低分子量(2~3环)PAHs可呈现显著的急性毒性,而某些高分子量PAHs则具有潜在的致癌性。Long等[15]在总结前期大量的实地研究的基础上,提出用于研究海洋与河口沉积物中有机污染物的潜在生态风险的效应区间低值(effects range low,ERL,生物有害效应几率<10%)和效应区间中值(effects range median,ERM,生物有害效应几率>50%),两者又被视为沉积物质量的生态风险标志水平(guidelines)。借助ERL和ERM可评估有机污染物的生态风险效应:若污染物浓度<ERL,则生态风险小于10%,强烈产生负面生态效应;若污染物浓度在两者之间,则偶而发生负面生态效应;若污染物浓度>ERM,则生态风险大于75%,经常会出现负面生态效应。另外,根据Long等的研究,苯并(b)荧葸、苯并(k)荧葸、吲哚芘和苯并(ghi)芘没有最低安全值,也就是说,这几种PAHs在环境中只要存在就会对生物有毒副作用。
袁旭音等[16]研究了太湖沉积物中的多环芳烃的含量,结果表明有苊、苯并[k]荧蒽、二苯并葸3种芳烃超过毒性效应低值,但都没有超过毒性效应中值,因此太湖中多环芳烃的毒性效应相对低些。而且由于积累效应的存在,生物中的PAHs含量必须更高,因此仍要防止多环芳烃的人为输入。
罗雪梅等[17]曾研究过黄河沉积物的PAHs的分布特征,发现黄河干流2个断面沉积物中PAHs总质量分数低于ERL值,但2~3环单一种类的PAHs质量分数(除菲外)介于风险评价高低值之间,说明PAHs对生物可能产生负效应;而在3个支流断面沉积物中的PAHs总质量分数和单一种类质量分数都已经远远超出了生物影响范围高值(ERM),说明支流沉积物中的PAHs能够产生很强的生物负效应,应属于高生态风险区。
刘敏等[18]研究了长江口潮滩表层沉积物中PAHs的含量水平,发现该区域沉积物中的PAHs含量处于低一中等风险水平,但是葸和芴已经超出了生物影响范围低值(ERL值)0.085 mg/kg和0.019 mg/kg,葸也同时超出了生物影响阈值ISOV—low值0.0853 mg/kg,说明具有不利的生物影响效应。
林秀梅等[19]研究了了渤海表层沉积物中的PAHs含量,与相应的沉积物生态风险标志水平进行了比较,发现渤海中秦皇岛港口区、辽东锦州湾近岸属PAHs污染的较高生态风险区,其污染将对周边海洋生物产生一定的负面影响,而渤海湾其它海区的潜在生态风险则小。
4 结 论
迁移转化 篇10
关键词：四溴双酚A,污水处理厂,迁移,转化
0前言
当前,全球具有一定生产规模的溴代阻燃剂大约有70多种,但是主要生产和使用的只有以下五种,分别是四溴双酚A(TBBPA)、六溴环十二烷、十溴联苯醚、八溴联苯醚和五溴联苯醚。它们作为反应组分或添加组分被应用于多种聚合物中,如聚苯乙烯塑料、高效聚苯乙烯以及环氧树脂等,这些聚合物常用于各种日常消费品中,包括计算机、各类电子产品、电纺织品、泡沫家具、绝缘泡沫以及其它的建筑材料,与人们的日常生活密切相关。在上述这5种溴代阻燃剂中,四溴双酚A是目前全球范围内产量最大、使用最广泛的溴代阻燃剂,全球每年的产量大约是十万吨。
四溴双酚A的学名为4,4’-异丙叉双(2,6-二溴苯酚),化学式为C15H12 Br4O2,化学结构见图1。它外观为灰白色粉末,无毒,它不溶于水但易溶于甲醇、乙醇等有机溶剂,在室温条件下具有比较低的蒸汽压,熔点变化范围通常在181℃-182℃之间,沸点大约是361℃。它主要是作为反应型的阻燃剂被用于印刷线路板的阻燃,也可以作为添加型的阻燃剂用于ABS、HIPS等多种材料的阻燃中。
尽管四溴双酚A具有共价键结合的特性,但是,已有的许多研究都已经证实,不论是作为反应型还是添加型产品都会将四溴双酚A及其代谢产物释放到环境中去,而且在土壤、水体、大气和沉积物等环境介质中都检测到了四溴双酚A的存在。可见,四溴双酚A在环境中的分布是比较广泛的。四溴双酚A可通过干沉降、湿沉降或者是地表径流的方式进入水体环境,进而富集到河流水体的沉积物中,并可能在适宜的环境条件下重新解吸到水体里,通过水生生物的呼吸和摄食等暴露途径进入不同营养级的水生动植物体内,产生毒害威胁。
1 水环境中四溴双酚A的降解性能
1.1 四溴双酚A的生物降解性
过去已有的研究表明,在水体环境和河流沉积物中,不论是有氧的条件下还是厌氧的条件下,四溴双酚A都会以一定的速率进行降解[1],而且研究人员从该结果出发进行推测,得出的结论是环境中的四溴双酚A半衰期大概是60多天。然而,对于污水处理厂中分离出来的污泥底泥有人做了关于其生物降解方面的研究,经过为期两个周的观察检测,结果显示四溴双酚A并没有发生微生物降解[2]。由此可见,四溴双酚A的微生物降解是受一定的环境条件限制的。Sellstrom等人[3]在对河流沉积物中的四溴双酚A进行有关生物降解的研究时,发现了四溴双酚A的一种二甲基化的衍生物,虽然对这种衍生物的具体形成机理还不够清楚,但是可以推测这很可能是由于沉积物中的微生物对四溴双酚A的甲基化作用所致。随着时间的推移,关于四溴双酚A生物降解方面的研究也逐渐增多,在2000年,Ronen等学者[4]所做的一项研究显示,经过一个两阶段的微生物降解过程,可以比较完全的降解水环境中的四溴双酚A,这两阶段分别是:第一,在厌氧条件下通过微生物对四溴双酚A的还原脱溴作用生成双酚A;第二,通过某些特定的革兰氏阴性好氧菌的作用,在好氧的条件下使第一阶段中生成的双酚A发生矿化作用得以去除。这些研究对于研究污水处理过程中四溴双酚A的迁移转化以及如何有效的去除污水中的四溴双酚A有着极为重要的意义。
1.2 四溴双酚A的光降解性
与其他许多复杂的有机物相似,水环境中的四溴双酚A也可以进行光降解作用,有研究表明,主要的降解产物是三溴苯酚,其它几种比较重要的且已经确定的降解产物还有低溴代的双酚A(如二溴双酚A和三溴双酚A),还有二溴苯酚等。当然,不同的水环境,发生光解时的条件不同,这些物质的半衰期也会发生相应的变化。除此之外,在不同的季节水环境中存在的四溴双酚A的半衰期也是不同的,变化范围在6.6~80.7天。当它吸附在硅胶上并暴露在紫外线当中时,四溴双酚A的半衰期大概是0.12天。另外,它在水生生物体内的半衰期相对较短,这可以说明,四溴双酚A的生物蓄积性相对较小。有研究表明,四溴双酚A在自然光的照射下不容易发生光降解作用,但是改变一定的反应条件,比如加入某些催化剂或者光敏剂等,则会使光解作用的时间缩短,反应进行的也会更彻底。
2 臭氧氧化四溴双酚A
由于四溴双酚A在水环境中难以降解,关于其在污水处理厂中的去除越来越受到国内外科研工作者的关注。到目前为止,报道比较多的都是利用臭氧氧化技术去除污水中的四溴双酚A,而且去除效果还是比较好的[5]。四溴双酚A作为一种溴元素含量非常高的有机化合物,在它进行臭氧氧化去除降解的过程中不可避免的会产生许多含溴的衍生物,这些含溴化物的污水经过臭氧氧化过程会生成溴酸盐类物质。这些溴酸盐的生成需要通过非常复杂的氧化过程,其中比较关键的两种物质,一种是臭氧,另一种是羟基自由基(·OH),溴酸盐的形成就是这两种物质单独或者联合作用于含溴污水的结果。
臭氧氧化四溴双酚A生成溴酸盐类物质可以分为两个阶段:第一阶段是臭氧氧化四溴双酚A将其降解生成溴离子,这一阶段也被称为溴离子累积阶段;第二阶段是臭氧继续氧化生成的溴离子形成溴酸盐类,这一阶段被称为溴酸盐生成阶段。在反应进行的初期,溴离子的生成速率较快,随着反应的进行,其增长的速率趋于缓和,在四溴双酚A基本去除之后,臭氧化过程开始针对第一阶段积累的溴离子进行,此时溴离子的浓度开始下降。与溴离子生成趋势相反,在反应第一阶段由于臭氧氧化过程集中在四溴双酚A的降解上,所以溴酸盐生成速率是比较慢的,待反应进入到溴离子臭氧氧化阶段以后溴酸根离子的生成速率会快速上升。有研究表明,实验条件下随温度变化溴离子的生成量基本不变,但是温度的降低却能大幅降低溴酸根的生成量,p H值降低同样可以使溴离子和溴酸盐生成量下降。因此含四溴双酚A的污水,在其氧化过程中,降低温度和p H值不仅可以增强臭氧在水中的稳定、降低臭氧衰减速率,还可以抑制溴酸盐的产生。这一研究对更高效地去除污水中的四溴双酚A并防止处理后排放水的二次污染有很重要的借鉴意义。
3 四溴双酚A在污水处理厂硝化污泥中的降解转化
近年来,利用污水处理厂中的活性污泥降解环境中的有机污染物质越来越受到关注,有学者利用C-14放射性示踪技术,探究了四溴双酚A在污水处理厂活性污泥中的迁移转化以及氨氧化微生物对四溴双酚A在活性污泥中的微生物降解所发挥的作用,并且探讨了四溴双酚A可能的代谢途径。研究所取用的活性污泥来自生活污水处理厂中的好氧反应池,它具有非常强的硝化活性。经过一系列实验,研究人员发现,氨氧化微生物对四溴双酚A的生物转化起到了巨大的作用,除此之外,硝化活性污泥中的异氧微生物对四溴双酚A的降解转化也起到了一定的作用。在四溴双酚A在硝化活性污泥中进行生物转化的同时,研究者也发现了有四溴双酚A的相关代谢产物生成。通过液相色谱串联质谱分析以及同位素示踪技术,鉴定出的四溴双酚A的代谢产物有单甲基醚类化合物和单个苯环的溴代化合物。由此可以推测四溴双酚A的好氧代谢途径可以分为两条主要途径:第一条是四溴双酚A分子经过C-4位置发生的羟基化作用,位于酚羟基和异丙基之间的碳碳键发生断裂;第二条途径则是四溴双酚A分子的甲基化作用。
4 结语
目前,尽管国际上对于溴代阻燃剂的安全性问题存在较大争议,但实际上,由于目前还没找到性价比可以与溴代阻燃剂相媲美的新型阻燃剂,因此溴代阻燃剂在较长时间内将继续被使用,而且可以预计还会有一定程度的发展,个人认为至少在今后二三十年内,溴代阻燃剂还不会退出目前的阻燃市场污水处理厂作为污染物的集中地,研究四溴双酚A的降解机理以了解其在污水处理中的转化对优化污水处理工艺以及高效去除污水中的四溴双酚A有着举足轻重的作用,此外,对新型环保的溴代阻燃剂的开发和研究也应该给予更多的关注和投入,当然,除了研发效率高毒性低的溴代阻燃剂新品种外,还应该加强对现有溴代阻燃剂品种二次开发的研究,以此来提高产品质量,降低生产的成本,减轻其对环境造成的污染。另外,由于大部分溴代阻燃剂在污水处理过程中都迁移到了活性污泥当中,所以,活性污泥已成为环境中溴代阻燃剂的一个重要来源,对于污泥中溴代阻燃剂的环境行为也应当引起人们的强烈关注。
从长远来看,由于溴代阻燃剂本身所固有的缺点以及社会各界对环境保护的重视,溴代阻燃剂终将淡出阻燃剂的舞台,因此,在加强对溴代阻燃剂相关研究的同时,更要高度重视不含卤素、效率高、烟气量低、毒性低的新型阻燃剂的研究,尽早研制出环保型非卤素且价格较为低廉的阻燃剂品种,以满足市场对阻燃剂的需求的日益增长,使我国乃至全世界阻燃剂的研究、开发、生产及使用上升到一个新水平,这不但有利于各国国民经济的发展、人民生活质量的提高,而且对整个人类社会乃至整个地球的和谐生存都有着极为重要的意义。
参考文献
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