溶解有机质范文

溶解有机质范文（精选7篇）

溶解有机质 第1篇

1.极性分子组成的溶质易溶于极性分子组成的溶剂 (如水) .如大多数有机物难溶于水.这是因为水为极性分子, 而大多数有机物分子为非极性或弱极性分子.

2.非极性分子组成的溶质易溶于非极性分子组成的溶剂 (如苯、汽油、四氯化碳、酒精等) .如大多数有机物易溶于有机溶剂.

3.含有相同官能团的物质一般互溶, 如水 (含羟基OH) 能溶解含有羟基的低级醇、酚、羧酸等.

二.有机物的溶解性与结构的关系

物质的溶解性除遵循相似相溶原理外, 还与分子结构、大小等有关.

1.官能团的溶解性

(1) 易溶于水的官能团 (即亲水基团) :

有OH、CHO、COOH、CO、NH2等;

(2) 难溶于水的官能团 (即憎水基团) 有所有的烃基 (R, 如CnH2n+1、CHCH2、

C6H5等) 、卤素原子 (X) 、硝基 (NO2) 、

COOR等.

2.有机物中含亲水基团与憎水基团的比例对溶解性的影响

(1) 当官能团的个数相同时, 随着烃基 (憎水基团) 碳原子数目的增大, 溶解度逐渐降低.如溶解度:CH3OH>C2H5OH>C3H7OH> (一般地, 碳原子个数大于5的醇难溶于水) .

(2) 当烃基中碳原子数相同时, 亲水基团的个数越多, 物质的溶解度越大.如溶解度:CH3CH2CH2OH<CH3CH (OH) CH2OH<

CH2 (OH) CH (OH) CH2OH.

(3) 两种基团同时对溶解度的影响:

①憎水基团大于亲水基团时, 物质难溶于水.如高级醇、高级脂肪酸、含碳原子较多的醛与酮、有机高分子化合物等均难溶于水.

②亲水基团大于憎水基团时, 物质可溶于水.如低级醇、低级醛、低级酮、低级羧酸、低聚糖、氨基酸等均可溶于水.

③亲水基团与憎水基团的影响大至相同时, 物质微溶于水.如C6H5OH (苯酚) 、

C6H5NH2 (苯胺) 、C6H5COOH (苯甲酸) 、CH3CH2CH2CH2CH2OH (正戊醇) 等, 上述物质的结构简式中“”左边为憎水基团, 右边为亲水基团.

④只含有憎水基团的物质或由两种憎水基团组成的物质, 一般难溶于水.如烃、卤代烃

(RX) 、硝基化合物 (RNO2) 、酯类

(R1COOR2) 、醚 (R1OR2) .

三.有机物溶解性小结

1.能溶于水的物质

(1) 小分子醇:

如CH3OH、C2H5OH、CH2OHCH2OH、甘油等.

(2) 小分子醛:

如HCHO、CH3CHO、CH3CH2CHO等.

(3) 小分子羧酸:

如HCOOH、CH3COOH、CH3CH2COOH等.

(4) 低聚糖:

如C6H12O6 (葡萄糖) 、C6H12O6 (果糖) 、C12H22O11 (蔗糖) 等.

(5) 氨基酸:

如CH3CH (NH2) COOH等.

2.微溶于水的物质

常见的有C6H5OH (苯酚) 、C6H5NH2 (苯胺) 、C6H5COOH (苯甲酸) 、

CH3CH2CH2CH2CH2OH (正戊醇) 、

CH3COOCH2CH3 (乙酸乙酯) 等.

3.不易溶于水的物质

(1) 烃类:

烷、烯、炔、芳香烃等.

(2) 卤代烃:

如CH3Cl、CHCl3、CCl4、

C6H5Br、CH3CH2Br等.

(3) 硝基化合物:

如C6H5NO2、TNT等.

(4) 酯:

如CH3COOC2H5、油脂等.

(5) 醚:

如CH3CH2OCH2CH3等.

(6) 大分子化合物或高分子化合物:

如

C17H35COOH、C17H33COOH、C15H31COOH等高级脂肪酸, 塑料、橡胶、纤维等高分子.

有机溶剂溶解聚合物-相似相溶解读 第2篇

一、实验原理：

1．高度聚合的聚合物通常会有一个高平均分子量而且不溶于大部分的溶剂中。有些极性较小的有机溶剂可以溶解聚合物。

2．低分子量的聚合物在有机溶剂中的溶解法则会遵循与其单体相同的法则。

3．塑料是非极性的的碳氢化合物，所以我们可以知道，它应该会溶于非极性与无氢键的溶剂，而不溶于极性与具有氢键的溶剂中。

二、仪器和用具：

500 mL 的烧杯一个；一次性塑料杯一个；约 500 mL 的丙酮。

三、步骤：

1．将喝饮料用的塑料杯，杯口向下，放入大烧杯中，如图一所示。

2．在大烧杯内放入约 8 公分高的丙酮。

3．仔细地观察变化现象，如图二和图三所示。

图1

图2

图3

四、注意事项

1．不一定要用丙酮，用其它的有机溶剂也可以。如二氯乙烷，但其毒性较大。

2．溶解过程中，由于丙酮沸点低，所以可能挥发的也快。因此要随时注意补充适量的丙酮。

3．丙酮易挥发，注意勿吸入大量的丙酮。

4．溶到最后我们可以发现烧杯底部会有粘粘的残留物，溶剂完全挥发它们会再度变硬。

5．很多聚合物是热塑性的性质，也就是说当我们对它们适度地加热时，不会发生化学变化，它们会变的软软的，所以我们可以重新塑造它们的形状。

六、启示：

1．每一种聚合物的耐热程度不同，必须看其特性来使用在不同的用途上。

2．聚苯乙烯(polystyrene)是最常见的聚合物之一，它是由很多的苯乙烯（styrene）单位构成的。杯面和碗面是由发泡和聚苯乙烯做成的。

3．由于塑料是良好的隔热物质，再加上其稳定的特性，所以我们会把塑料拿来作为隔绝的物质。

4．市面上的杯面或碗面(也就是我们说的泡面)，其保丽龙容器遇热油会溶解掉，因此希望大家尽量不要使用保丽龙器具吃热油食物。

5．我们由此实验可了解到，保丽龙或是其它平常所用的塑料是可回收的，但是由于仍然必须使用到有机溶剂，对环境仍会造成污染，所以大家尽量要避免使用。

七、思考

1．什么是聚苯乙烯呢？（聚苯乙烯就是以苯乙烯为单体，很多个苯乙烯聚合起来称为聚苯乙烯。）

2．聚合物有哪些特性使其可做为平常我们喝热水的杯子呢？（因为有些聚合物可以耐温到 100°C，因此我们可以把它拿来当作饮水杯子的材料。）

3．为何实验时要杯口朝下呢？（因为通常底部会做的比较坚固，因此要溶解底部也比较困难，所以我们若把杯口朝下，可节省较多的时间，可观察到的现象也会比较明显。）

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溶解有机质 第3篇

关键词：有机酸；长石溶解度；pH

1 实验过程

1.1 实验样品

实验的以黑云二长花岗岩为研究对象，其矿物组成为：微斜长石45%，黑云母12%，石英20%，斜长石25%，实验所选用的流体：20mL 2mol/L NaCl溶液；20mL含0.05mol/L乙酸的2mol/L NaCl溶液。20mL含0.05mol/L乙酸的2mol/L NaCl溶液（pH=3.03）；20mL地层水样；20mL含0.05mol/L乙二酸的2mol/L NaCl溶液。

1.2 实验方法

实验是在聚四氟乙烯内套不锈钢瓶中进行。将固体矿物颗粒进行机械粉碎后，筛选0.45～1.00mm的颗粒后手选微斜长石颗粒，之后用蒸馏水清洗三次，再浸泡十小时，以溶解其中可能的污染物。分别用0.2g的微斜长石与不同pH值的溶液在饱和蒸汽压，100℃和140℃两种温度条件下进行充分反应，时间为100小时。实验完毕后，从溶液中分离出固体颗粒，清洗后凉干称重。

1.3 溶液中的平衡关系及离子分布

长石溶于醋酸或草酸后溶液中存在的物种有：Al3+、Al（OH）2+、

Al（OH）3、Al（OH） 4-、AlAc2+、Ac-、HAc、H2Ox、HOx-、Ox2-、AlOx+、AlOx2-、H2O、H+、OH-、K+。草酸溶液中，铝几乎是以络合形态存在，其存在的pH值范围为7个pH值范围，在中性及中等强度的酸性溶液中，络合形态的。硅的各离子形态及铝的各无机形态以多元酸各形态存在。醋酸根与铝的络合作用的酸度范围约有5个pH值，随温度的增加这个值向酸性的方向移动。络合形态的铝在溶液中较少，其含量随着温度的增加比例不断减少。

1.4 实验结果及分析

1.4.1 在含乙酸的NaCl溶液中，其溶蚀量从100℃的1.30mg/L增加到140℃的3.95mg/L。大部分元素的浓度都不同程度地增加。其中，Ca的浓度由5.47mg/L增加到7.67mg/L，Al的浓度由4.49mg/L增加到5.86mg/L，K的浓度由13.47mg/L降到5.30mg/L，Mg的浓度变化较小。这表明温度促进了长石的溶解，原因可能是溶液中阳离子浓度的变化可能与金属乙酸盐的稳定性有关。其中，MgCH3COO+在高温下稳定性新队变小，而CaCH3COO+的则相反，是增加的。

1.4.2 矿物溶蚀量在100℃时为4.10mg/L，在140℃为4.82mg/L。Al的浓度由16.75mg/L增加到18.54mg/L，Si的浓度由7.86mg/L增加到26.3mg/L。Ca的浓度由10.28mg/L升到14.41mg/L。而Fe的浓度却由15.80mg/L降到10.90mg/L。这表明在含乙二酸的NaCl溶液中，温度对长石溶解的影响不大，在反应过程中，溶液温度不断升高，温度使得溶液中阳离子的运动加快，导致离子之间的相互接触加快，使长石溶解速率加快，同时在溶解过程中，随着反应的进行，使溶液中阳离子的数目增加，进而提高了离子浓度。

1.4.3 100℃条件下，含乙酸的NaCl溶液中，当pH值从3.03增加到6.14时，K从13.37mg/L降到7.5mg/L又升到13.0mg/L。而Ca从5.59mg/L降至4.8mg/L又降至2.70mg/L。在中等酸性的含乙酸NaCl溶液中，pH值对溶液中离子的浓度影响不大。

1.4.4 在强酸性条件下，溶液中阳离子的浓度普遍增大。当pH=1.30时，Al离子的浓度由10.30mg/L升至16.95mg/L。实验表明，在含乙二酸的NaCl溶液中，pH值对长石的溶解影响很大，pH值可影响长石的溶解性能。在中等酸性的NaCl溶液或含乙酸的NaCl溶液中，pH的变化对长石的溶解影响较小。在含乙二酸的NaCl溶液中，低pH值可大大提高反应速率，促进长石的溶解，从而使溶液中阳离子的浓度增加。

2 有机酸对溶液酸度的影响机理总结

2.1有机酸对溶液环境的影响

有机酸进入溶液后一方面增加溶液酸度，一方面缓冲体系酸度。长石的溶解是一个降低溶液酸度的过程，有机酸体系对溶液酸度有缓冲作用，有机酸对溶液的影响主要体现在溶液的酸度增加，而酸度在长石的溶解反应，同时对与铝的络合作用有着影响。尽管草酸浓度远小于醋酸，但相同浓度的溶液前者对溶液酸度的贡献值要大于醋酸。因此，当草酸进入溶液后，相比于醋酸而言会造成溶液酸度的更大幅度的上升，并加快长石的溶解反应，使反应向长石溶解的方向进行。

2.2 有機酸对长石影响机理

长石在不同环境中的溶解效率不同，其中，在中性和近中性环境下，钾长石溶解度最小，在酸性或碱性溶液中，会随着溶液中酸度或碱度的增加溶解度增加。温度对长石的溶解作用表现在，反应温度的增高不仅使弱酸发生电解，一方面提高了溶液中金属阳离子的浓度，一方面浓度的增加导致羧酸对长石的溶解反应正向进行。在强酸性环境下温度增加溶解度下降，有限的pH值范围内。草酸根与铝在中性及酸性条件下都能发生有效的络合，尽管在这种环境下的络合作用对长石溶解度的贡献值较小，但在络合过程中对溶液的酸度的缓冲作用，从而间接提高长石的溶解度。

3 结语

总之，醋酸、草酸对长石的溶解作用强度主要取决于盆地流体的pH值及组成流体的缓冲体系。只有在偏酸性的环境中醋酸和草酸才能对次生孔隙的发育有较大贡献。在碱性流体中，即使再高浓度的草酸根和醋酸根浓度也难以形成较好的溶蚀孔隙。

参考文献：

[1]罗孝俊，杨卫东，李荣西，高丽萍.pH值对长石溶解度及次生孔隙发育的影响[J].矿物岩石地球化学通报，2001（02）.

[2]陈传平，固旭，周苏闽，刘建平.不同有机酸对矿物溶解的动力学实验研究[J].地质学报，2008（07）.

[3]郭春清，沈忠民，张林晔，徐大庆，苗德玉，陆现彩.砂岩储层中有

溶解有机质 第4篇

天然溶解有机质(Dissolved Organic Matter,DOM)是指能通过 0.45μm 微孔的有机物质[1,2],主要是由动植物自身产生的有机物和由土壤中的有机物经过淋滤迁移到水中的有机物组成[3]。由于近年来人类生产、生活对河流造成了很大的化学干扰,河流的沉积物,尤其是表层沉积物,有机质含量大大增加。在河流上覆水与沉积物的相互作用过程中,沉积物中相当部分的污染物会重新释放到水中,成为河流中潜在的“化学定时炸弹”。在某些情况下,由于河流系统的物理化学条件发生突变,可能造成河流沉积物中累积的污染物大量释放回水体,造成污染事故,而污染物释放回水体是通过水-沉积物的交换反应在液相与固相间迁移,所以对沉积物中孔隙水的研究是掌握溶解有机质情况的良好方式。大量研究表明DOM在水体生态环境中起着重要的作用,它可以和金属离子相结合而减小它们的生物有效性和对水生生物体的毒性; 同时DOM还可以与有机和无机污染物结合,增大它们在水中的溶解性和迁移转化能力[4]。

紫外-可见吸收光谱是最早应用于表征腐殖质光谱特性的分析方法之一,由于DOM中含有各种亲水性有机酸、氨基酸、碳水化合物以及腐殖酸和富里酸等,通常其吸光度值随着波长减小而增大,且没有特征峰值。同时研究认为[2]E3/E4(a300/a400)是衡量腐殖质的腐殖化程度、芳香性以及分子量等有关的参数,且认为随着E3/E4的减小,腐殖质的腐殖化程度、芳香性及分子量相对增大。

荧光光谱特征也是表征天然水体中DOM以及评估其来源的重要参数[5]。三维荧光光谱可以检测到DOM中不同类型的荧光峰,如类富里酸、腐殖酸的荧光等[6]。荧光光谱技术研究腐殖质是基于其结构中含有大量带有各种官能团的芳香环结构以及未饱和脂肪链。并且由于荧光光谱技术具有灵敏度高,选择性好,且不破坏样品结构、需样品量少和方法简单等优点,因此,适合用来研究腐殖质的化学和物理性质。腐殖质内含有几种不同的荧光基团,其荧光特性包含了与结构、官能团、构型、非均质性、分子内与分子间的动力学特征等有关的信息,能够获得激发波长和发射波长同时变化时的荧光强度信息[7],以期揭示不同类型荧光DOM的来源、化学结构特征及其在环境中的各种地球化学行为。

南明河为长江流域乌江水系清水河的源头河流,贯穿贵阳市城区,是发源于贵州省平坝县林卡乡的百泥田,自贵阳市花溪区中曹乡大陡坡进入城区西南段,东北向流经南明、云岩两城区,于云岩区黔灵乡大凉口附近进入乌当区姜渡寨出境,主体自西向东至开阳、龙里、福泉三县交界的两岔河与独木河相接注入清水河,全长118km,城区段(花溪大桥-水口寺)24.7km,多年平均流量29.4m3/s。南明河水口寺以上河段主要支流有:车田河、小车河、市西河、贯城河。河流上游已建成松柏山、花溪、阿哈、小关、黔灵湖等5座水库,这5座水库为贵阳市的防洪、灌溉、城市供水提供了有利条件[8]。

但是近年来,由于城市的发展、人口的增加以及受城市生活污水和工业废水等污染,致使水体污染加剧,降低了河流的自净能力,对生态系统及人类的生存环境产生严重的影响。南明河作为贵阳市的主要排污河流,从上游至下游总的污染趋势为:无污染-污染-轻度污染。从20世纪70年代开始,南明河逐渐变黑发臭。到90年代,南明河污染状况已经触目惊心:沿河两岸近百个生活污水和200多家工业企业排污口,每天向河中倾泻45万t生活污水和工业废水;沿岸到处是煤灰垃圾,破烂的棚户区遍布河道两岸;河水水质严重恶化,鱼虾绝迹,进入市区的河段为劣五类水体。

本文选择南明河为研究对象,运用紫外-可见吸收光谱和荧光光谱技术,研究和描述南明河沉积物孔隙水中溶解有机质的光谱特征,揭示不同类型荧光DOM的主要的化学组成、来源和污染源种类。

2 实验部分

2.1 样品采集与处理

根据南明河各主要支流位置、水体流向和结合当地污染源的分布情况,于2008年7月,在贵阳近郊的南明河共采集了10个点 (图1)。 样品采用抓斗进行采集,在野外采集后,迅速装入棕色带塞磨口瓶中带回实验室,在室内使用离心机对样品进行分离,取上层水,水样采集后马上用0.45μm醋酸纤维滤膜进行过滤,并储存在5 ℃的冰箱内供分析备用。

(1、花溪桥;2、上水村;3、三江口;4、小河平桥;5、小黄河;6、小车河;7、湘雅桥;8、市西河;9、水口寺;10、东风镇)

2.2 仪器与试剂

Cary Eclipse 荧光分光光度计(美国,瓦里安公司);Cary100 紫外-可见分光光度计(美国, 瓦里安公司);精密级数字式酸度计 PHS-3C (上海虹益仪器仪表有限公司);EHSY抽滤瓶,SHE-III型循环水真空泵;HS7240B超声波清洗器(天津市恒奥科技发展有限公司,功率:240W,频率:40kHz);Human Nex Power 2000 水纯化系统;ETM-2020 采水器(DI:15cm,H:40cm)

2.3 光谱表征

2.3.1 紫外-可见光谱

室温下将水样置于1cm 光程的石英样品池中,用紫外-可见分光光度计进行样品吸光度测定,设置波长分别为a300nm/a400nm (E3/E4);254nm(a254)和280nm(a280),用超纯水作空白,对其进行吸光值测定。

2.3.2 荧光光谱

荧光光谱测定在 Cary Eclipse 型荧光光谱分析仪上完成,具体参数如下。

在做小河平桥的3D图中其参数如下:闪烁式氙灯;PMT电压 600V;激发波长200～500nm;发射波长200～600nm;激发递增 10nm;激发狭缝为 5nm,发射狭缝为 5nm;扫描速度:600nm/min;平均时间0.1000s;数据间隔1.0000nm。

对于传统的荧光发射光谱(南明河沉积物孔隙水发射光谱叠加图),其具体参数如下:闪烁式氙灯;PMT电压 600V;Ex=240nm,Em=250～600nm;激发狭缝为 5nm,发射狭缝为 10nm;扫描速度:600nm/min;平均时间0.1000s;数据间隔1.0000nm;选项:重叠图谱。

对于荧光指数f450/f500(fluorescence index),其参数如下:闪烁式氙灯;PMT电压 600V;Ex=370nm,Em=450～500nm;激发狭缝为 5nm,发射狭缝为 5nm;扫描速度:600nm/min;平均时间0.1000s;数据间隔1.0000nm。

室温下,将水样置于 1cm 石英荧光样品池中测定,测定前保持温度恒定,空白为超纯水。

3 结果与讨论

3.1 紫外-可见吸收光谱

据E3/E4(a300/a400)是衡量腐殖质的腐殖化程度、芳香性以及分子量等有关的参数[2]。应用紫外-可见分光光度计对10个样品进行检测,其结果见表1。

由图2可知:南明河孔隙水 DOM 的E3/E4值范围在 2～7 之间,绝大多数在 3～5 之间(图2),而一般腐殖酸的E3/E4值小于3.5,富里酸的E3/E4值大于3.5[4],因此可以推断:孔隙水 DOM 腐殖化程度比较不高、芳香性较小,而分子量分布应该以小分子量的富里酸为主,大分子量的腐殖酸含量相对较少。

从图2 可知南明河沉积物孔隙水DOM的E3/E4值最大的是2(上水村),表明上水村的腐殖质的腐殖化程度较小,相反1(花溪桥)和10(东凤镇)两地的腐殖质的腐殖化程度较大,很可能是因为这两个地方是居民聚集地,受到生活污水的污染。根据上面采样点分布图,可知南明河近期受到的污染属于点污染。

傅平青等[9]用实验证明了DOM中的主要组分如腐殖酸、富里酸以及一些芳香性氨基酸等所带的苯基、苯羧基、苯羟基等基团在254nm (a254)和280nm (a280)波长具有强的吸收,其吸光度值分布特征与DOC的分布特征类似。据此也对南明河不同采样点沉积物孔隙水DOM在254nrn和280nm处吸光度值的分布特征进行了研究(图3),可以推断出DOC浓度从大到小依次是9>7>10>2>4>3>8>1>5>6,从图3可以明显发现7和9这两个采样点的DOC浓度比前面的几个点明显偏高,主要是因为这两个地方是南明区人口相对比较集中的地方,生活污水和工业废水大量排入。而6号点的DOC浓度相对偏低,可能是因为它的上游是阿哈水库(贵阳市的主要饮用水源地之一),受污染较小且水库的水对污染起稀释作用,从而进一步表明南明河主要受到点污染而非面污染。

3.2 荧光光谱

3.2.1 荧光指数的测定

研究表明[10,11]荧光指数(fluoresce index,f450/500) 可以用来研究和表征DOM中腐殖质的来源,即f450/f500为激发波长Ex=370nm时,荧光发射光谱在450nm与500nm处的强度比值。McKnight等[10]提出,陆源DOM的荧光指数为1.4和生物来源DOM的荧光指数为1.9。

本文中南明河沉积物孔隙水DOM的f450/f500值更接近于1.5,说明其DOM中的腐殖质主要来源于陆源输入。南明河沉积物孔隙水DOM的f450/f500值的变化趋势见图4。从图4可以看出,南明河沉积物孔隙水DOM的荧光指数处于1.401～1.676之间,从整体上看其中沉积物1、8号样品沉积物孔隙水中DOM的f450/f500值较大,分别为1.623、1.676; 较洁净的2号点的f450/f500值为1.401。总体而言,南明河沉积物孔隙水DOM的f450/f500值更接近于1.5,说明其DOM中的腐殖质主要是陆源输入,即南明河主要受到工业污水和生活污水的污染。

3.2.2 小河平桥三维荧光谱图的扫描

取南明河中的小河平桥这点进行分析,Ex=200～500/Em=200～600,Ex slit=5;Em slit=5,发现其图谱中出现4个明显的荧光峰(图5),参考前人的研究结果[12,13,14,15],图 6 给出了水环境中所有可能出现的可溶性有机污染物荧光峰的大概位置,图中 Class I是类腐殖酸荧光(humic-like);ClassⅡ和Class 1V是类富里酸荧光(visiblefulvic-like and UV fulvic-like);ClassⅢ是类蛋白荧光(protein-like)。

对天然环境中各种溶解有机质的Ex/Em荧光峰位置进行了总结,对于荧光峰D,由于技术上的原因,过去研究的DOM的3DEEM都从EX=250nm开始扫描,所以一直没有发现它的存在,直到今年才有Burdige等[16]指出,因此荧光峰D也应该和类蛋白物质有关;综上我们认为峰A和C为可见类富里酸和紫外类富里酸荧光,峰B和D为类蛋白荧光。

从图5中可发现:荧光峰B、D的荧光强度明显强于荧光峰A、C,也就是说该水体中类蛋白的含量明显高于类富里酸。结合所采集水样地形,可知道该水源附近基本没有什么工业,主要是居民区,因此推断该水体中的类蛋白物质主要来源于生活污水。而图 4 中的采样点4(小河平桥)的荧光指数为1.489,可知其DOM中的腐殖质主要来源于陆源输入,这与我们所推断的结果一致。再者采样点4(小河平桥)的E3/E4值为4.722,说明小河平桥沉积物孔隙水中 DOM 腐殖化程度比较不高、芳香性较小,而分子量分布应该以小分子量的富里酸为主,这与图7 中所推断的类富里酸荧光峰A和C的结论相一致。

3.2.3 南明河沉积物孔隙水中DOM发射图谱叠加图

现设定:EX=240/EM=250～600,EX slit=5;Em slit=10,(图7)为南明河沉积物孔隙水的叠加图,我们发现该图在A、B、D三个部分其图形基本相同,说明该样品的所含的溶解有机质成分大致相同,且浓度也相近;其中E为倍频峰不予考虑;主要差异是C部分-小分子量的紫外类富里酸,各个样品中该成分浓度差别比较大,其中浓度较大的是3、7、8、9、10,浓度相对较小的有1、5、6。

(1、花溪桥;2、上水村;3、三江口;4、小河平桥;5、小黄河;6、小车河;7、湘雅桥;8、市西河;9、水口寺;10、东凤镇)

4 结语

(1)通过对南明河沉积物间隙水中的DOM的研究发现:其荧光指数(f450/f500值)介于1.401～1.676,接近1.5,表明陆源输入是DOM中的腐殖质的主要来源;同时研究还发现E3/E4值最大的是位于上游的2号点。根据河流地理位置可大致推断出,近期陆源性的点源污染是影响南明河的主要因素。对不同采样点沉积物孔隙水DOM在254nrn和280nm处吸光度值的分布特征进行了研究,推断溶解有机碳浓度依次是水口寺>湘雅桥>东风镇>上水村>小河平桥>三江口>市西河>花溪桥>小黄河>小车河,5和6号点的DOC浓度较小,是因为刚从水源地流出受污染较小,而 7、9号点的DOC浓度较大,主要是因为当地为人口密集的居民生活区,更有力证明了南明河主要受到点源污染。

(2)紫外-可见光谱中E3/E4值介于2～7,主要介于3～5,可见样品具有较高的腐殖化程度和芳香性,从分子量分布角度来看,主要以大分子量的腐殖酸为主,而小分子量的富里酸含量相对较少。

(3)本文选用小河平桥,运用三维荧光光谱法对沉积物间隙水中的DOM进行研究,发现图谱中含有4个荧光峰,峰A为紫外类富里酸,峰C为可见类富里酸,峰B和D为类蛋白质。

(4)通过对南明河沉积物孔隙水中DOM发射图谱叠加图的研究,我们发现:叠加图谱表现出较强的相似性,说明整个南明河流域DOM的组成成分相似且浓度也相近,但在C点-紫外类富里酸的浓度差异较大,浓度较大的是 3、7、8、9、10,浓度相对较小的有1、5、6,这与应用紫外-可见吸收光谱所推断出溶解有机碳(DOC)浓度(9>7>10>2>4>3>8>1>5>6)的结果大致相符。

摘要：运用紫外-可见吸收光谱法和分子荧光光谱法对南明河中的天然溶解有机质(DOM)进行了研究。研究结果表明:南明河沉积物孔隙水DOM的荧光指数处于1.401～1.676之间,从总体而言f450/f500值更接近于1.5;南明河孔隙水DOM的E3/E4值范围在2～7之间,绝大多数在3～5之间,其中位于水流上游的上水村和三江口两地的E3/E4值最大;通过对沉积物孔隙水DOM在254nm和280nm处吸光度值的分布特征进行研究,推断出溶解有机碳(TOC)浓度从大到小依次是:水口寺>湘雅桥>东风镇>上水村>小河平桥>三江口>市西河>花溪桥>小黄河>小车河;研究还发现小河平桥沉积物孔隙水中DOM的3D-EEM均出现4个明显的荧光峰,峰A和C为可见类富里酸和紫外类富里酸荧光,峰B和D为类蛋白荧光。此外,通过对南明河沉积物孔隙水中DOM发射图谱叠加图的研究,发现叠加图谱表现出较强的相似性,说明整个南明河流域DOM的组成成分大体上相似且浓度也相近,但是在C部分-紫外类富里酸的浓度差异较大,其结果与应用紫外-可见吸收光谱所推断出溶解有机碳浓度大致相符。结果表明南明河沉积物孔隙水DOM中的腐殖质主要来源于陆源性的点源污染。

溶解有机质 第5篇

溶解有机物通常在养殖水中以胶体或悬浮微粒形式存在，简单的静水沉降方法效果较差。目前水质处理基本采用添加絮凝剂的途径使其成为可沉降絮状物后再静置清除。

絮凝沉降是廣泛应用于养殖废水、城市污水等处理过程的一种水处理方法。通过向水体中加入絮凝剂使得胶体粒子失去稳定作用或发生电性中和，不稳定的胶体粒子再互相碰撞而形成较大的颗粒。搅拌及布朗运动可使粒子间产生碰撞，当粒子逐渐接近时，氢键及范德华力促使粒子结成更大的颗粒。碰撞一开始，粒子便经不同的物理化学作用而开始凝集，较大颗粒的粒子便可以从水中分离沉降出来。絮凝剂按照其化学成分总体可分为无机絮凝剂和有机高分子絮凝剂2类，其中无机絮凝剂又包括无机凝聚剂和无机高分子絮凝剂。另外，近年来生物絮凝剂的研究与开发不断取得进展。

无机絮凝剂主要包括铝盐和铁盐2类，近年来多使用聚合铝盐和聚合铁盐。由于铁离子过高会对养殖生物产生较大影响，水产养殖目前常用无机絮凝剂为聚合氯化铝[1]。聚合氯化铝作为有机废水净化混凝剂，由于聚合氯化铝结构中氢氧根离子的架桥作用和多价阴离子的聚合作用而使其成为分子量较大、电荷较高的无机高分子水处理剂。聚合氯化铝因在水中具有稳定性好、水解速度快、吸附能力强等优点而被广泛使用。

高分子有机絮凝剂主要采用聚丙烯酰胺，聚丙烯酰胺絮凝剂与废水中胶体的絮凝作用是通过化学吸附和物理聚集这2种形式产生的。聚丙烯酰胺有许多化学活性基团能和悬浮微粒产生很多连接而形成较大的絮凝物，絮凝物中聚集了各种各样的微粒。絮凝物的尺寸越大，它的沉降速度越快，因而聚丙烯酰胺作为水质净化材料具有较好的絮凝沉降效果[2]。

微生物絮凝剂是由微生物产生的具有絮凝活性的代谢产物 ，它能使水环境体系中的胶体和悬浮颗粒物相互聚集，形成絮体沉淀从体系中分离出来，是微生物在生长过程中产生的聚合物。细菌、真菌、 酵母等许多微生物可以分泌生物聚合絮凝剂，多数是从土壤和废水中被分离出来的。包括直接利用微生物细胞净化水质的细胞絮凝剂、从微生物细胞提取絮凝物质的提取物絮凝剂等[3-4]。水产养殖研究使用的微生物絮凝有2种，一种是需要具备光照条件的微藻—细菌共生絮凝，又称生物絮团；另一种是可以在暗光条件进行的细菌絮凝。微藻—细菌共生絮凝可以通过直接在养殖水体中添加碳源和充分的曝气进行微生物絮体的培养[5-6]。细菌絮凝通常采用序批式反应器（seq-uencing batch reactors，SBR）技术，培养好后收集絮体进行使用，这种方法通常与循环水养殖结合起来使用[7-8]。已有微生物絮凝剂的特性及应用研究显示，用微生物絮凝剂进行水产养殖水质净化具有较好的发展前景。目前在絮凝剂产生菌的筛选鉴定、培养条件等基础的研究上还有许多工作需要开展，微生物絮凝剂大规模应用于水产养殖废水处理是发展方向。

1.2 吸附法

吸附方法是清除水中溶解有机物质的重要手段。吸附剂分为2种，一种是可再生的吸附剂，如活性炭；另一种是不可再生的吸附剂，如天然矿物等[9-10]。溶解性有机物的吸附一般采用活性炭和沸石2种处理方式。

活性炭是一种多孔性物质，凭借其微孔吸附达到很好的净水效果。活性炭的多孔性质使水中1种或多种有害物质被吸附在固体表面而去除。活性炭吸附对于去除水中有机物、胶体等具有良好的效果。近年来，人们将活性炭作为载体与净化水质的微生物结合，开发出生物活性炭产品。活性炭分为化学物质活化法炭和气体活化法炭2种，化学物质活化法炭的孔隙比较发达，特别适合于液相吸附，而气体活化法炭微孔发达适合于气相吸附，水产养殖多采用化学物质活化法活性炭。活性炭的多孔、细孔结构和巨大的比表面积，使其对溶解性有机物类杂质有极强的吸附作用。活性炭处理装置占地少，易于自动控制，运转管理简单，对水量、水质、水温的变化适应性强。活性炭吸附技术一般是用来去除水中的溶解有机物，对分子量为500～3 000的有机物去除效果最好，大部分比较大的有机物分子都能够牢固吸附在活性炭表面上或孔隙中，并且腐殖质、合成有机物也能被活性炭吸附去除，活性炭对溶解度小、亲水性差、极性弱的有机物具有较强的吸附能力。目前活性炭净化水质主要采用固定床型式粒状炭。粉末活性炭（PAC）的吸附能力强，具有应用方便和可再生的优点[11]。

天然沸石具有架状结构，它们的晶体内分子像搭架子似地连在一起，中间形成很多空腔。沸石的骨架结构是指由氧、硅和铝3种原子构成的复杂的三维空间结构。结构基本单元是以1个硅（或铝）原子为中心、4个氧为顶点而形成的硅（铝）氧四面体；各四面体连接成环状，形成沸石的次级结构单，沸石的结构中有时还有其他多面体，可连接成多元环，它们是沸石结构的三级单位。作为次级和三级单位的各种环以整体形式相互连接，就形成沸石的骨架。各种沸石之间的差别主要就在于其骨架结构。当沸石中的水散出后会形成一个个内表面积很大的`孔穴，可以吸附并储存大量分子。沸石的内表面非常大，1 g沸石的内表面积近1 000 m2。沸石晶体内部有占沸石晶体总体积的50%以上的孔穴和孔道，孔穴、孔道大小均匀、固定，和普通分子的大小相当。只有那些直径比较小的分子，才能通过沸石孔道被吸附，而直径大的分子由于不能进入沸石孔道因而不能被吸附，因而沸石能够选择吸附不同大小的分子。利用沸石吸附清除养殖废水中溶解有机物研究表明，沸石能有效去除大分子的有机物，对于溶解蛋白质类污染物的吸附效果显著。

1.3 气浮分离法

气浮分离法（flotation）利用溶液中的胶体等吸附在上升气流上而与母液分离。泡沫分离方法是通过使表面活性物质吸附在水中气泡上升，从而达到分离目的。大分子气浮常用于矿物气浮、矿物浓集或除杂。小分子气浮则指胶体、小分子有机物气浮。

泡沫分离法设备简单、操作方便、条件温和、成本低廉、效果良好，用在工业化养殖废水处理过程中，可以有效去除蛋白质，避免环境污染。泡沫分离法用于水产养殖系统，能有效去除水中的小颗粒固形物和有机物，避免水中溶解蛋白质过多引发溶解无机氮的大量产生，加大水质净化难度[3]。

溶解蛋白质泡沫分离技术的作用效果受到许多外部条件的影响，主要包括表面气体速率、颗粒物粒径、气泡直径、蛋白质浓度、pH值、氣体空隙比、泡沫溢流高度、柱液体流速等。泡沫分离技术可以用于封闭和循环海水养殖系统中，因为在海水中易产生泡沫，而在淡水养殖系统中仅在有机物浓度较高的情况下才使用该技术。泡沫分离在去除悬浮物颗粒、降低氨氮浓度等方面具有很好的效果，处理后海水的各项理化指标均明显地向有利于养殖种类的方向发展。在循环水养殖系统，泡沫分离方法能去除60%以上的悬浮物，同时能不同程度地去除COD等污染物。

为提高泡沫分离的处理效果，在系统中加入表面活性剂是养殖水质净化处理的常用方法。表面活性剂能起到降低表面张力、改变界面状态的作用。表面活性剂是由非极性的憎水基（烃基）和极性的亲水基（如-OH、-COOH、-NH2、-SO3H 等）组成的双亲分子，它有优先聚集于气液界面的性质（表面吸附原理）。当向液相中通入气体时，表面活性较强的物质吸附在气泡表面，其中疏水基伸入到气泡中的气相，而亲水基与水溶液结合，在气泡的气液界面形成1层单分子膜，随着气泡的上升被带到液相表面。当气泡露出液相表面时，由于非极性集团的相互吸引，气泡上携带的表面活性物质又与液相表面原本存在的表面活性物质结合，形成一个稳定的双分子层气泡体，有效提升泡沫分离器的效率。

2 应用前景展望

研究表明，当废水中的溶解有机物浓度较低时，通常不会对养殖生物造成影响。然而，工业化水产养殖是一种高度集约化的生产方式，养殖过程中会产生大量溶解性有机物，及时清除溶解有机物对于减轻后续水质处理压力具有重要意义。

对于目前常用的溶解有机物清除方法而言，气浮分离方法效果最为显著和有效，然而气浮分离方法效果通常受到设备条件的影响较大，例如气流速度、设备尺寸、气泡大小等影响。提高气体流量会增加表面面积，气体流速大于表面气泡的形成速度，塔内充满液体的部分发生气泡合并有利于溶解有机物清除，然而增加气体流量却不能继续增加分离速度。当气体流量较大时，分离器柱形塔的直径大小也会影响运行，在其他参数不变时，塔的直径增加，使总滤出量减少，表面浓缩比也会减小。气泡分离器形成的气泡越小，泡沫携带的液体量和表面积较大，有助于提高分离率和回收率，然而过小的气泡却不利于提高富集率。絮凝和吸附方法相对设备简单，但有机质清除率偏低。

溶解有机质 第6篇

本文综合了近年来DOM对土壤重金属迁移转化过程影响的资料, 在介绍DOM的来源与提取, 组成与结构的基础上, 分析了土壤DOM与重金属的相互作用机制及其影响因素, 并探讨了DOM对土壤重金属可移动性的影响, 以期为揭示重金属在土壤中的迁移转化规律研究和重金属污染土壤修复技术开发提供理论指导。

1 土壤DOM概述

1.1 土壤DOM的来源与提取

鉴于DOM的组成与来源比较复杂, 很难给DOM下一个准确的定义[3-4]。 “溶解性有机质”仅仅是一操作定义, 是指能通过0.45 μm滤膜的大小和结构不同的有机混合物。 从化学组成上看, DOM富含多种极性的官能团如羧基、羟基、氨基、酰胺、氢硫基等芳香烃和脂肪烃物质[5], 能通过各种物理、化学和生物过程, 在自然生态系统中发挥重要作用。

DOM来源广泛, 包括动植物和微生物残体、腐殖化的有机质、 根系分泌物和土壤动物排泄物等;另外, 施用的外源有机物料 (如家禽粪便、绿肥、秸秆、城市污泥等) 也是DOM的一个重要来源[6]。 土壤中的DOM来源和含量不仅受到土壤中生物因素的影响, 同时还受到了很多非生物因素的控制, 比如吸附、解吸、扩散、淋溶、土壤p H值、温度、湿度等。另外, 提取方法不同也会影响DOM的组成和含量。 总之, DOM是各种生物和非生物过程共同作用的结果[7], 任何一种因素都可能会对其组成和含量造成影响。

对于土壤DOM的提取方法目前尚没有统一规范, 不同研究者对土壤DOM的提取方法不同, 主要提取方法见表1[8-17]。

1.2 DOM的组成与结构

DOM是一类组成结构十分复杂的混合物, 不同组成与性质的DOM在环境中的功能和行为存在差异, 因此了解DOM的组分与结构对于研究其与重金属的关系十分必要。不同来源的DOM分子量差别很大, 从几百道尔顿到上万道尔顿[18], 一般来说天然存在的DOM, 如水体、有机污泥、堆肥和土壤中的DOM分子量较小 (小于500 Da) , 溶解性腐殖酸的分子量较大 (通常大于10 000 Da) [19,20,21,22]。有学者认为, DOM及腐殖酸类物质是由各种有机小分子通过氢键、极性和疏水作用形成的。由于不同来源的DOM其分子量组成, 理化性质等具有多样性, 使其具有广泛的环境意义, 尤其对污染物的吸附与转化发挥重要作用, 并最终影响污染物的归趋与生物有效性。研究者们多采用元素分析、红外光谱、紫外光谱、荧光光谱、核磁共振光谱对其结构进行表征分析。结果表明:DOM以碳水化合物为主要组成物质, 芳香族物质少[23]。Magee和周江敏等[24,25]通过红外光谱分析土壤DOM发现, DOM的主要官能团为羟基、芳香烃、和羧基, 含有较多多糖成分, 而芳香族不饱和的物质含量较少。Chen等通过紫外光谱分析土壤DOM发现, DOM中含有C=C和C=O等官能团在紫外区范围内有吸收。黄爽兵等[26]通过对江汉平原高砷区土壤DOM进行三维荧光光谱分析, 结果表明, DOM主要为类腐殖质成分, 芳香性官能团的减少导致荧光强度随包气带深度增加而变小。周江敏等[27]利用1H-NMR研究指出DOM各组分结构特征差异显著, AIM (酸不溶) 中含有较多酚羟基, HON (疏水中性) 组成中含有大量的长链烷烃。尽管以上研究均从不同的侧面揭示了DOM的组分, 但针对DOM分子结构的精确解析仍是当今学术界的一大难题[28]。

2土壤DOM对重金属环境行为的影响

2.1 DOM与土壤重金属吸附的作用机制

尽管DOM只占土壤总有机质的很小部分, 鉴于其丰富的官能团结构, 使其能与金属离子、金属氧化物与氢氧化物以及比较复杂的矿物质发生作用, 形成有机金属复合体。 李克斌等[29]研究发现, 土壤中重金属化学行为与土壤中络合物的种类息息相关, 且基团离解的难易程度决定了金属离子对配体的选择性。 DOM既能通过络合作用与重金属形成可溶性的配合物而抑制重金属的沉淀和吸附, 又能与土壤、矿物表面相互作用, 增强重金属的迁移能力[30]。 研究表明, DOM在土壤中的吸附可能存在多种机理, 如静电吸附、配位体交换、表面络合作用、疏水作用、熵值效应、氢键作用和阳离子键桥作用等。 但一般认为, 在这些吸附机制中以络合作用为主。 络合作用对重金属离子吸附的影响机理比较复杂, 主要归纳为电性效应、键合效应及其它效应3 类[31]。 DOM吸附重金属的机理主要是桥键合效应一方面DOM与土壤固相表面相结合, 减少了重金属的吸附点位;另一方面又与重金属离子相结合从而改变土壤吸附表面对重金属离子的吸附。 此时DOM在土壤表面与重金属离子之间起着桥梁作用, 增加了重金属的吸附, 此过程起关键作用可能是DOM中含有大量的-C-O官能团, 有研究表明-C-O是一价和二价金属离子潜在的络合中心[32]。

2.2 影响DOM吸附重金属的主要因素

影响DOM络合重金属能力的因素主要有p H值、温度、浓度以及金属价态等。 在中性p H值时, Cu很容易被DOM络合, 而低p H值下, DOM与Cu形成的络合物稳定性较弱, 易溶解[33]。 有研究发现[34], 25 ℃时DOM对Cu在土壤中促进作用最大, 随着温度升高DOM对Cd和Zn的吸附能力增强, 并且升高温度可以改变DOM对土壤吸附Zn的抑制作用, 但是升高温度对Pb的吸附增加量并不大。DOM的浓度对重金属吸附也有影响, DOM浓度较低时DOM对重金属Cu的作用主要以活化效应为主, 随着DOM浓度的增加对Cu的活化能力越强, 但是当加入的DOM浓度较高时, 导致土壤p H值升高较快, 其活化效应降低[35]。 另外, 金属的价态也会影响DOM对重金属的吸附, 有研究发现, 三价的金属离子一般比二价的更容易被DOM络合。 影响DOM吸附重金属的因素较多, 影响机制复杂, 在实际的土壤环境中往往是多种因素共同作用。

2.3 DOM对土壤中重金属可移动性的影响

DOM中包含多种官能团, 它们都可以与金属发生配位、络合、吸附解析作用, 使得DOM成为重金属迁移活化的载体[36]。 因此土壤DOM的组成和含量对土壤重金属的迁移有着重要影响。

近年来大量研究发现, 长期施用有机物料的土壤, 其有机质含量增加, 且重金属有向土壤深层迁移的现象。 周立祥等[37]的试验证明, 连续两年施用污泥的菜地上, 土壤中Zn向下迁移达60 cm。 有研究发现不同p H值条件下, DOM的络合能力不同, p H值较低时DOM的络合能力较弱, 主要是因为低p H值环境DOM易被质子化, 从而影响到重金属的活化, 降低了其与金属离子的络合作用, 而当p H值较高时, DOM的脱质子作用强, 表面的负电荷增多, 能够提供更多的吸附点位, 从而增强了对金属离子的络合能力。 Gerritse[38]用土柱试验研究水溶性有机物对土壤Cd的迁移影响, 研究结果表明:随着DOM的增加, Cd的迁移性增强, 这主要是DOM与Cd形成了络合物提高了Cd的有效性。 Kalbiz和Wennrich研究认为, 土壤剖面中Cr、Hg、Cu、A的含量与DOM含量呈正相关, 而且可以通过土壤中DOC的浓度估计土壤中这些元素的潜在迁移性。 高太忠等[34]通过室内土柱淋溶实验研究了垃圾渗滤液溶解性有机物对重金属Cu、Cd、Pb和Zn在土壤中的迁移行为发现, DOM对土壤中Cd、Zn的垂直迁移起着促进作用, 而对Cu、Pb迁移起着一定的抑制作用; 不同浓度的垃圾淋洗液DOM对土壤中重金属迁移溶出效果不同, DOM浓度越高Cd、Zn溶出的促进效果越明显, Cu、Pb则恰好相反; 垃圾淋洗液DOM对土壤重金属的平均迁移量随时间的延长而减少。 DOM通过直接或者间接作用增加重金属的溶解性, 提高重金属的迁移能力从而能增大重金属污染土壤的生态风险。 同时由于DOM能提高重金属的活性而对土壤中的微生物带来更大的毒性, 增加植物对它们的吸收, 加大对植物的毒性。 曾希柏与杨佳波等[39]研究发现, 随着DOM的加入, 黑土和红壤中小油菜的出苗率均有所下降, 这表明随着外源性DOM进入土壤, 可导致土壤中Cu的生物有效性不断发生变化, 从而直接影响作物的生长以及作物对Cu的吸收。 陈志军等[40]的研究发现了在赤红土中施加稻秆DOM可以显著增加蔬菜体内Cd的含量, 加重危害程度。 Antoniadi和Alloway研究表明, 在土壤中加入DOC能提高重金属被三叶草的吸收的量, 而且与土壤颗粒组成有关, 不同土壤中有机质含量不同, 对重金属的吸附有差异。

3 研究展望

DOM作为土壤有机质中最活跃的组分, 是重金属迁移过程中的主要载体。 虽然近年来对DOM已开展大量的研究, 然而目前对DOM的研究大都停留在描述阶段, 对DOM与重金属之间的机理认识还不够全面, 这主要是因为DOM的组成结构十分复杂, 因此对其的研究难度较大。 因此, 今后的研究工作可以从以下几个方面开展。

(1) 由于目前对DOM的提取和分组还没有统一的规范, 不同研究者采用的方法存在差异, 以至于研究结果缺少可比性, 因此有必要制定一套完整的DOM的提取和分组方法。

(2) 不同组分DOM与重金属结合机制不同。随着现代纳米技术的发展, 有必要进一步对DOM进行分组, 研究不同组分DOM与重金属的结合机制, 找出在重金属迁移过程中发挥重要作用的组分。

溶解有机质 第7篇

1 材料与方法

1.1 试验材料

选择某浅水湖泊 (113°E、28°11′N) 沉积物为目标研究对象。依据《湖泊生态系统观测方法》进行样品采集处理后带回实验室阴干研碎并过筛, 之后使用磷酸三丁酯溶液浸泡48h。本实验考虑不同粒径对沉积物释放有机磷的影响, 因此实验用沉积物将筛分为沉积物I (粒径为130μm) 与沉积物I (粒径为35μm) 。依照《河流泥沙颗粒分析规程》, 两种沉积物分别为粉沙 (粒径范围4-62μm) 及沙粒 (粒径范围62-2000μm) 。

1.2 装置和方法

试验装置为循环直流水槽 (L×D×H=10000mm×400mm×500mm) , 并配有循环水泵和声学多普勒流速仪各1台。试验时将处置后的沉积物均匀铺于水槽底部并找平 (厚度为70mm) 。实验水深120mm, 对距沉积物面0mm (泥水交界面) 及60mm (中层水体) 断面处采集水样, 并记时为0时刻。取样间隔为:0-10h内, 每隔0.5h取样一次;10-20h内, 每隔1h取样一次;之后每隔6h取样一次。

1.3 分析方法

上覆水中有机磷浓度:上覆水样品经45μm滤膜过滤后, 采集过滤液, 参照钼锑抗分光光度法[4]测定溶解性总磷及无机磷浓度。其差值即为间隙水中溶解性有机磷浓度。驱动流流速通过水槽中固定的声学多普勒流速仪 (ADV) 流速仪检测。

2 分析与讨论

图1描述了20cm/s和38cm/s两种顶盖驱动流流速条件及35μm和130μm两种沉积物粒径条件下沉积物中溶解性有机磷释放的综合特征。两实验组有机磷释放量由平衡浓度表征, 则[OP]1=0.44mg/L, [OP]2=0.49mg/L[OP]3=0.29mg/L, [OP]4=0.30mg/L ([OP]1为达到平衡状态时20cm/s、130μm试验组的有机磷释放量;[OP]2为38cm/s、130μm试验组的有机磷释放量;[OP]3为20cm/s、35μm试验组的有机磷释放量;[OP]4为38cm/s、35μm试验组的有机磷释放量) 。

在35μm试验组中, 流速的提高使得沉积物释放速率提高, 在图表中表现为“更陡”, 然而最终平衡浓度 (相差0.01mg/L) 基本持平;而在130μm试验组中, 流速提高也使得试验初始阶段的图表变得“更陡”, 即释放速率提高, 并且在试验后期的平衡阶段, 较高的流速造成了更高的有机磷平衡浓度 (相差0.05mg/L) 。可见, 控制粒径时, 驱动流速的提高使得达到平衡状态时的释放量提高, 且对于较大的粒径, 流速的提高更有利于平衡释放量的提高。驱动流速提高, 使得近底水流的流速提高 (驱动流速为20cm/s时, 近底流速为7cm/s;驱动流速为38cm/s时, 近底流速为14cm/s) , 从而使得近底水流作用在沉积物表面的粘性切应力提高。因而物理吸附的有机磷将在水流的扰动下释放至上覆水中, 更强的剪切力使沉积物颗粒上更多的有机磷释放。

达到平衡所需的时间为:20cm/s驱动流速下, 130μm试验组为32h左右, 35μm试验组为10h左右;38cm/s驱动流速下, 130μm试验组为10h左右, 35μm试验组为5h左右;由此可见, 当驱动流速一定时, 较小的粒径能够更快地达到平衡;而当粒径一定时, 驱动流速地提高能够缩短达到平衡的时间。

3 结束语

(1) 20cm/s驱动水流扰动下, 130μm粒径沉积物试验组中有机磷释放速率大于35μm试验组;130μm粒径沉积物试验组中吸附-释放平衡出现的时间为32h左右, 而35μm试验组是10h。 (2) 控制粒径时, 驱动流速的提高使得达到平衡状态时的释放量提高, 且对于较小的粒径, 流速的提高更有利于平衡释放量的提高;当控制流速时, 较小的粒径表现出相对更大的释放量。 (3) 38cm/s驱动水流扰动下, 35μm粒径沉积物试验组达到平衡的时间为10h, 而130μm试验组则为5h。可见, 流速的提高能够显著减少达到平衡所需的时间。

摘要：本实验主要研究了两种沉积物粒径 (35μm和130μm) 对沉积物中溶解性有机磷释放的影响。选取了某浅水湖泊沉积物为研究对象, 利用室内循环直流水槽模拟风生流, 考察风生流持续扰动下, 沉积物的不同粒径对溶解性有机磷释放的影响。实验结果表明:在20cm/s及38cm/s两种驱动流速条件下, 130μm粒径沉积物试验组中有机磷释放速率均大于35μm试验组。驱动流速的提高使得达到平衡状态时的释放量略有提高, 且对于较大的粒径, 流速的提高更有利于平衡释放量的提高;此外, 驱动流速的提高能够缩短达到平衡所需的时间。

关键词：水槽,沉积物,粒径,溶解性有机磷,释放

参考文献

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