好氧生物降解途径通常是通过氧化作用产生,其机理主要分为羟基化作用和环氧化作用,前人对此已进行了大量的研究。Oldehius等[35]认为TCE在好氧条件下只能通过共代谢途径由好氧菌降解,降解速率依靠单或双氧酶。Little[36]研究了在甲烷单一氧化酶(MMO)作用下TCE被降解的机理,即TCE先被氧化为环氧化合物,然后在水中开环,生成二氯乙酸、醛基乙酸及一个碳原子的产物(CO、HCOOH),再进一步被氧化成CO2。Duba等[37]把天然变异甲烷氧化细菌通过水井注入到TCE(监测值为425×10-9)污染的含水层中,通过降解作用,前2 d内约有98%的TCE被降解。但随着实验进行,微生物得不到碳源和能量,到40 d时TCE浓度恢复到监测值。有机氯类污染物的好氧降解速率随氯代基数目的减少而增大,因此好氧降解对低氯代的有机物降解效果较好,对PCE及含6个氯以上的PCBs等则降解效果不佳。

有机氯溶剂的厌氧生物降解,实质是一种还原脱氯的过程,有机氯类污染物作为电子受体。如添加电子供体氢,可以加速其脱氯[38]。具体还原脱氯机制详见1.4节。Carter和Jewell[39]研究了厌氧附着膜膨胀床装置对PCE的降解。实验中,可产甲烷的厌氧菌群附着在硅藻土颗粒上,蔗糖被作为外部电子供体和基质而加入。PCE的进水浓度为8~12 mg/L,水力停留时间为1.8~4 h。在降解过程中,氯乙稀发生了累积,为主要还原产物。厌氧降解虽然能使高氯代有机物还原脱氯,但不能使其彻底矿化,有时降解产物的毒性更大。文献综述

(5)原位化学还原:主要是指利用零价铁(ZVI)粉或铁粒对有机氯类污染物进行还原脱氯,其还原脱氯的主要机理为卤素原子被氢原子取代,同时发生铁与水的反应[41]。反应结果使地下水pH升高,在厌氧环境中引起Fe(OH)2和FeCO3沉淀,在富氧环境中,会形成Fe(OH)3和FeCO3沉淀,沉淀对于降低Fe的次生污染十分有益。在实际场地应用中,零价铁可以作为还原介质填充在PRB中,美国北卡罗莱纳州某场地受TCE的严重污染,1996年6月安装了一个长46 m,深7.3 m,厚为0.6 m的连续PRB,使用了450 t铁屑作为反应介质,成功修复了被污染的地下水。TCE由6 mg/L降为0.005 mg/L[42]。金属铁粉虽然能够有效地使有机氯类污染物脱氯,但同样存在一些问题,如金属铁对某些有机氯化物反应性较低,反应速度较慢,造成脱氯不完全,还会生成其它含氯副产物;随着反应的进行,金属铁表面逐渐形成铁的氢氧化物或碳酸盐的钝化层,使得铁的反应活性降低。为了提高零价铁的反应活性,有研究者将纳米铁直接注入地下水的污染地带,形成一个高效的反应区域,对污染的地下水进行修复处理[5]。当有机氯类污染物被脱氯后会提高污染物的可生物利用性,进而使其自然降解。比于普通的铁粉、铁屑,纳米铁的比表面积更大,更容易分散,吸附能力更强,反应活性更高;此外,纳米铁颗粒尺寸更小(1~100 nm),在注入地下水的实际应用中不需对污染区域进行挖掘,直接注入即可,而且不受地下水深度、场地地形、运行设备的影响。所以纳米铁的研究受到广泛的关注,成为科研工作者的研究热点。

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