有關物質方法轉移成功指標有哪些

㈠ 有機物遷移轉化機理的討論

控制有機污染物在水-土壤體系中遷移、轉化的主要機理是揮發、吸附和生物降解。

（一）揮發

在包氣帶或飽水帶，當溶解的污染物或非水相污染物與氣相接觸時，會發生揮發作用。影響揮發的因素有化合物的水溶解性、蒸汽壓及土壤的吸附作用等，其中，蒸汽壓是影響有機污染物揮發的主要參數，其受溫度的影響較大。Cohen（1984）證實溫度每升高10℃，揮發性將增大4倍。蒸汽壓表徵了化合物蒸發的趨勢，也可以說是有機溶劑在氣體中的溶解度。水中溶解的有機溶質的揮發用亨利定律來描述：

河流滲濾系統污染去除機理研究

式中：P為污染物在水面大氣中的平衡分壓，Pa；K_H為亨利常數，Pa·m³/mol；C_w為污染物在水中的平衡濃度，mol/m³。

根據亨利常數的大小，可以初步判斷物質從液相向氣相轉移的速率。當K_H＜3×10^-2 Pa·m³/mol時，認為化合物基本不揮發；K_H＞3×10² Pa·m³/mol時，揮發作用是主要的物質遷移機理。

胡梟等（1998）從揮發性物質的水溶解性、蒸汽壓和吸附系數估算所得的揮發速率與觀察到的揮發性有很好的相關性。位於土壤深層的污染物，在其從地表揮發至大氣之前，需先遷移至地表，這個過程一般認為屬於一維擴散。由於土壤的非均勻性，可用Fick第二定律描述此過程。

（二）吸附作用

土壤和沉積物對有機污染物的吸附作用是影響有機物環境行為的重要作用之一，它使有機物殘留於土壤和沉積物中，從而影響其移動性和生物毒性。影響吸附作用的因素主要有：有機污染物的物理和化學特徵、土壤的特徵及外界因素。

1.污染物的特徵

在影響有機化合物環境化學行為的眾多因素中，溶解度是最重要的一個因素。由於水是一種極性溶劑，所以有機物在水中的溶解度與其極性強弱有關，一般是極性越強則溶解度越大，反之則小。溶解度越小的有機化合物在土壤-水體系中的分配系數越大，土壤有機質越容易吸收並碼慶保留它們，釋放的速度也就越慢，它們在環境中的殘留時間也就越長。

按照極性特徵可將化合物分為三類：離子或帶電荷的物質、不帶電荷的極性物和不帶電荷的非極性物。有機污染物包括所有三種類型，非極性物包括三氯乙烯、四氯乙烯、氯代苯、甲苯和二甲苯；農葯和酚在溶液中帶電荷或為極性分子。污染物的極性特徵影響吸附遵循以下規律：對於帶電荷的物質，異性相吸；對於不帶電荷的物質，相似相吸，所謂相似，指污染物和土壤的極性相似。

2.土壤的特徵

影響吸附的土壤特徵包括：礦物組成、滲透性、空隙度、土壤結構、均一性、有機質含量、表面電荷與表面積冊模梁等。其中土壤有機質含量及其成分是決定土壤對有機污染物吸附量大小的關鍵性因素。

Lambert（1967）最先認為土壤有機質可能起有機萃取劑的作用，非極性有機化合物在土壤有機質與水之間的分配作用相當於該化合物在水和與水不相溶的有機溶劑之間的分配。

Chiou et al.（1983）應用高分子溶液化學理論，認為土壤有機質對有機污染物是吸收，不是吸附作用，而是一種非競爭性的吸入作用，即分配作用。

對土壤有機質而言，含碳量的增加和氫、氧、氮含量的降低意味著有機質成分中木質化程度高、活性基團少和極性較弱，反之則極性較強。所以常用C/O和州運C/N來表示土壤有機質活性和極性的強弱，C/O、C/N的比值低，則土壤有機質極性較強，反之則極性較弱。弱極性土壤有機質對有機污染物吸收量較大，而強極性土壤有機質則吸收量較小（丁應祥等，1997）。

3.外界因素

溫度、鹽度、介質的酸度及共溶劑效應等均對有機化合物的吸附作用產生影響。如五氯酚在溶液的pH值低於4.7時，為不帶電的極性分子；在溶液的pH值大於4.7時，為陰離子，其溶解度從14mg/L增加到90mg/L。

關於土壤/沉積物吸附有機污染物的機理，國外學者進行了大量的研究。Leenheer et al.（1971）用殺蟲劑對硫磷進行吸附試驗時發現，吸附是一個可逆過程。Karickhoff et al.（1979）對芘和甲氫滴滴涕的吸附試驗也發現，在較大的濃度范圍內，吸附是線性和可逆的。DiToro et al.（1982）以湖泊沉積物為吸附劑吸附多氯聯苯類時，發現這些吸附既有可逆的，也有不可逆的。Mingelgrin et al.（1983）觀察到非離子型殺蟲劑被土壤吸附時的非線性等溫線現象。20世紀90年代以來，該方面的研究進入了高潮。Weber et al.（1992）提出了多元反應模型：土壤/沉積物對有機污染物總的吸附反應是由一系列線性的和非線性的吸附反應組合而成的。所觀察到的宏觀吸附現象實際上是由微觀上很多機理各不相同的吸附組成。線性部分的吸附服從相分配機理，而非線性部分則與表面反應有關。Weber et al.（1996）還提出了三端員模式，他們將土壤/沉積物中吸附有機污染物分為無機礦物表面、無定形的土壤有機質和凝聚態的土壤有機質三個部分，其中前二者對有機污染物的吸附以相分配為主，凝聚態的土壤有機質對有機污染物的吸附則表現為非線性。Xing et al.（1996）發現土壤有機質是一個雙模式的吸附劑，它以兩種不同的機理來吸附有機污染物：分配方式與空隙充填方式，後者符合Langmuir等溫吸附，此模型不僅適用於非極性有機化合物，也可用於極性有機化合物。

（三）生物降解

土壤和沉積物中的微生物在許多有機污染物的中間和最終降解過程中起了很大的作用。微生物在其代謝過程中，分解有機化合物，獲得生長、繁殖所需的碳及能量。有機物的生物降解是一個氧化還原反應，有機物失去電子被氧化，電子受體得到電子被還原。通常，有機物的氧化總是首先利用氧作為電子受體，其次是、Fe（Ⅲ）、和CO₂。

影響有機物生物降解的因素主要有兩類：一類是污染物的特性（有機化合物的結構及物理化學性質）和微生物本身的特性。不同的有機化合物其生物可降解性不同。已有的研究表明：①結構簡單的有機物一般先降解，結構復雜的後降解。分子量小的有機物比分子量大的有機物易降解。②有機化合物主要分子鏈上除碳元素外還有其他元素時，不易被氧化。③取代基的位置、數量和碳鏈的長短也影響化合物的生物降解。如對苯系物生物降解性的研究結果表明，間-和對-二甲苯的降解難易程度相近，間位略優於對位，而鄰二甲苯很難降解。苯與甲苯相比，甲基的引入提高了化合物的可生物降解性。與甲苯相比，二甲苯和三甲苯的生物降解性隨甲基數量的增加而變得困難。乙苯比甲苯難降解，原因為取代基碳鏈越長，生物降解越困難。④易溶於水的化合物比難溶於水的化合物易被生物降解，原因是不溶於水的化合物，其代謝反應只限於微生物能接觸的水和污染物的界面處，有限的接觸面妨礙了難溶化合物的代謝。另外，微生物的分布、密度、種類、群體間的相互作用及馴化程度均影響有機物的生物降解。另一類是控制反應速率的環境因素，如溫度、酸鹼度、濕度、溶解氧、微生物的營養物和吸附作用等。溫度對土壤中微生物的活性影響很大，一般來說，在0～35℃溫度范圍內，升高溫度能促進細菌的活動，適宜溫度通常為25～35℃。大多數微生物對pH值的適應范圍在4～10之間，最適值為6.5～7.5，過高或過低的pH值對微生物的生長繁殖不利。土壤中濕度的大小影響著氧的水平，溶解氧和E_h值的大小決定著生物降解過程中何種化合物作為電子受體。吸附作用阻礙了有機物的生物降解。

實驗室和野外的試驗都證明，好氧條件下微生物可以降解BTEX（Wison et al.，1983；Song et al.，1990；Macintvre et al.，1990；Nielsen et al.，1994）。由於氧易消耗，不易補充，地下水污染區多處於微氧或厭氧狀態，近年來的研究重點已轉向厭氧條件下BTEX的研究。研究表明，硝酸鹽還原、鐵還原（Lovley et al.，1996；Anderson，1998）、硫酸鹽還原（Edwards，1992 a，b；Weiner et al.，1998ab）和產甲烷作用（Edwards et al.，1994；Weiner et al.，1998 a，b）條件下BTEX都能被微生物降解，但反硝化條件下苯是否被降解仍是一個有爭議的問題，有的認為苯不降解（Kuhn et al.，1988；Lovley，1997；Alvarez et al.，1995），而有的認為苯能降解（Major et al.，1988；Burland et al.，1999；吳玉成等，1999），李東艷（2000）進行了一系列以未污染的稻田土為接種物的苯和甲苯生物降解微環境試驗。試驗表明，反硝化條件下苯和甲苯都能被微生物降解，甲苯比苯更易降解，甲苯的存在促使了苯的降解。

關於鹵代烴類的生物降解問題，目前有兩種說法：①厭氧生物降解。在厭氧條件下，PCE能夠通過還原脫氯作用轉化為TCE、DCE和VC，部分礦化生成二氧化碳（Timothy et al.，1985；Roberts et al.，1982），TCE轉化的半衰期為300d（Timothy et al.，1985）；在氯代烴作為各種細菌的電子受體的厭氧環境下，脫氯作用很容易發生（Mohn et al.，1992）。②好氧條件下，氯代烴的生物降解僅發生在和其他化合物，如甲苯共存時，土著微生物在降解甲苯時，氯代烴同時發生降解。這種降解方式稱為「共降解」（cometalolism），又稱「共氧化」（cooxidation）。在1972年，Horvath（1972）確認了20多種共代謝細菌，從此許多微生物菌種被確認。十多年來，TCE和甲苯之間的共代謝作用得到了廣泛的研究（El-Farhan et al.，1993；Fan et al.，1993）。

本試驗中苯系物的去除是揮發、吸附和生物降解共同作用的結果。在土柱的表層，試驗運行的初期，揮發對苯系物的去除曾起到一定的作用，隨著試驗的進行，土柱內部逐漸被堵塞，揮發作用漸漸減弱。前已述及，土壤有機質含量及其成分是決定土壤對有機污染物吸附量大小的關鍵性因素。三柱的有機質含量分別為：柱1，0.2490%；柱2，0.0953%；柱3，0.1553%。而試驗結果表明，不管是飽水還是非飽水階段，柱2對苯系物的去除效果最好，其次是柱3，柱1最差。由此可以推斷，吸附對本試驗中苯系物的去除發揮了一定的作用，由於土體內的有機質含量有限，吸附總有達到飽和的時候，而生物降解才應該是更為重要的去除機理，而且在土柱內部主要是厭氧條件下苯系物的微生物降解。

本試驗中後期的非飽水階段更加符合長期排污河的實際情況，結果表明苯系物容易穿過粗砂進入地下水，造成對地下水的有機污染。

㈡ 氣體,液體和固體中的物質遷移方法分別是什麼

主要是靠流動以及揮發。

液體狀態變成固體狀態的過程叫凝固；

固體狀哪雹蘆態變成液體狀態的過程叫熔化專；

氣屬體狀態變成固體狀態的過程叫凝華；

固體狀態變成氣體狀態的過程叫升華；

液肆豎體狀態變成氣體狀態的過程叫氣化；

氣體狀態變成液體狀態的過程叫液化。

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主要以物理作用和化學作用兩種方式進行。按照物質狀態的不同，可分為氣體物質遷移、液體物質遷移、固體物質遷移和化學元素遷移，有機物分解速率，適宜的環境李帶有利於分解者的生存，並使有機體快速分解，迅速將生物體內的物質釋放出來，重新進入循環。

㈢ 擴散物質遷移是指

擴散物質遷移（diffusive mass tnansfer）指岩石的變形主要是通過岩石內部質點的擴散遷移而引起的。主要有流體參與的溶解蠕變和固態擴散物質遷移兩種。

1.溶解蠕變溶解蠕變（dissolution creep）也即壓溶作用（pressure solution），是極低溫擴散物質遷移的主要過程。由於粒間孔隙流體的存在，變形岩石內的顆粒在應力作用下出現溶解和物質遷移。顆粒表面向著壓應力一側顆粒邊界發生溶解，溶解物質在流體內擴散、遷移並於背向應力或低壓應力一側沉澱（圖2-12）。物質的擴散遷移過程主要受應力梯度引起的化學勢所制約。沉澱的新生礦物顆粒可以與被溶解礦物成分一致或不一致。因而在應力作用下，當有流體（主要是H2O，CO2）存在時，岩石和礦物中處於高應力部位的可溶物質（如方解石、石英等）被溶解，通過間隙流體擴散，轉移到應力低的晶粒邊界重新沉澱下來。這一過程可歸納為溶解、遷移和再沉澱三部分。

㈣ 水循環過程中物質遷移轉化規律有哪些

在污染物進入環境後,將繼續處於動態的遷移和轉化過程中,
各種具體因素之間發生一系列物理、化學和生物化學反應.不同
的污染物,其遷移和轉化的特點是不相同的,污染物遷移轉化的
方向、速度和強度決定於污染物質本身的特性和環境因素的物質
組成與特性.下面以一些常見污染物的遷移轉化為例作扼要說明.
1．有害氣體污染物的遷移轉化
(1)空氣中SO2可以通過兩種途經即催化氧化和光化學氧化
轉化為SO3,進而形成硫酸霧隨天然雨水降落進入地面和水體.
a．催化氧化
2SO2+2H2O+O2催化劑(Fe、Mn鹽)一→2H2SO4
b．光化學氧化
2SO2+O2光照—→2SO3
SO3+H2O水分一 →H2SO4
(2)NOx、NH3在空氣濕度大擾襪和金屬雜質條件下,生成硝酸
和硝酸鹽,進而形成硝酸霧並形成酸雨降落進入地面和水體.
N02—→NO2HO2—→HNO3NH3—一→NH4NO3
2.空氣中煙塵與粉塵的遷移
煙塵是指燃料和其他物質燃料燃燒的產物,通常由不完全燃燒所
形成的煤黑、多環芳烴化合物和塵灰等組成；粉塵則是指固體物
質在加工和運輸過程中所產生的微小固體顆粒,如水泥廠所排放
的飛灰等.粉塵粒度較大(多在十至幾百微米之間),往往在短
距離內即可沉降進入地面及水體.煙塵中粒徑大於10urn者,沉
降較為容易,而小於10urn者,則可作長距離飄移,或被有關物
體吸附,最終隨著自然降雨進入水體和地面.
3．無機懸浮物污染物的遷移轉化
無機懸浮物中,粒徑大於0．1毫米的,易於沉降,在河道流
速減緩時可沉降下來.膠體顆粒(小於0．001毫米)即使在靜水
中也不能沉降,隨水遷移.這類懸浮物質雖本身無毒,但它可吸
附有毒物質,而成為毒物質轉移的載體.
4．有機物遷移轉化
(1)需氧污染物.在水中需要消耗大量的水溶氧進行微生物
分解的污染物稱為需氧污染物,它們進入水體後即發生生物化學
分解作用,由污染物有機成分中的碳水化合物、蛋白質、脂肪和
木質素等分解為簡單的二氧化碳和水及其它無機物質.
(2)難降解有機物污染物.這是指難以被生物分解的有機物
質.如有機氯農葯、多氯聯苯、芳香氨基化合物、高分子合成聚
合物(塑料、合成橡膠、人造纖維)、染料等有機物質,它們在
環境中難以被生物降解,污染危害時間長.例如有機氯農葯噴撒
作物後只有一小部分落在作物枝葉上,其餘大部分散落在土壤表
面或進入大氣；而進入大氣後又可以隨降雨或塵埃降落到地面後
再進入水體.
(3)植物營養物質.如果過多的植物營養物質(N、P等)
進入水體,會造成水質惡化,例如蛋白質在水體中經過分解轉
化,生成了硝酸鹽,造成水體污染：
蛋白質水樣—,氨基酸水樣一氨
2NH3+3O2氧化—→2HNO2+2H2O
2HNO2+O2氧化一→ 2HNO3
5．重金屬污染物的遷移轉化
(1)膠體的吸附或重金屬和膠體的締合.土壤中金屬離子被
土壤膠體吸附締合,是其從液相轉為固相的重要途徑,並在很大
程度上決定著土壤中重金屬的分布和富集.、
(2)重金屬的絡合和螯合作用.某些重金屬在土壤溶液中
(水中)往往主要以絡離子形成存在,形成較大分子的絡合物.
當金屬離子濃度高時,以吸附交換作用為主,而在低濃度時則以
絡一螯合作用為主笑李兄.
(3)重金屬的化學沉澱.很多有毒金屬離子是可以形成難溶
性化學沉澱的.各種金屬是否易生成沉澱與水體酸鹼有直接關
系.『
6．化學農葯污染物的遷移轉化
各種農葯的化學性質及分解的難易不同,在一定的土壤條件下,
每一種農葯都有各自相對的穩定性.進入土壤中的農葯,在被土壤
固相物質進行物理化學吸附的同時,還通過氣體揮發、隨水淋溶等
進而導致碰襲大氣、水體污染.農葯本身揮發作用的大小,主要
決定於農葯的溶解度和蒸氣壓,以及土壤的溫度、結構條件.農葯
的水遷移的方法有兩種：一是直接溶於水中；二是被吸附於土壤固
體膠粒上隨水遷移.農葯的揮發遷移,雖可促使土壤本身凈化,但
卻導致了其它環境因素的污染,以及污染范圍的擴大.

㈤ 如何建立HPLC法測定有關物質的方法

一、開始之前必須明白：
1、有關物質來源的兩種途徑：
1）合成過程中的中間體和副產物；
2）儲存過程中產生的降解產物；
2、分析你的樣品結構，熟悉樣品的基本性質；
3、樣品中可能含有的中間體；
4、樣品的基本穩定性和可能產生的降解產物；

二、准備工作
1、查閱文獻，看看是否同行已經做過類似的工作，有的話就簡單了，直接奔主題了。
2、沒有文獻（苦！），那就很是麻煩了。
1）分析結構，看看有無紫外吸收，有就比較簡單，選用紫外檢測器就行了，沒有的話那就麻煩，可以選用蒸發光散射檢測器等；
2）分析結構，看看選用何種色譜方式進行分離（正相或者反相色譜）；
3）分析結構，看看流動相該如何選擇，要不要選用一些離子對試劑。
4）分析結構。。。。。。
5）與同類產品進行比較；

三、開工（以紫外檢測為例）
1、流動相的選擇（採用粗品進行選擇）
1）、有文獻，按文獻進行優化。不過我得提醒一下，文獻的方法參考是可以的，要想完全按照他的條件做出來是很難的。
2）、沒有文獻。。。。。。
a、紫外掃描一下，看看哪裡有最大吸收。將能得到的中間體、副產物、分解產物、樣品配成相同濃度，在紫外掃描分光光度計上掃描一下，選擇所有物質具有相同的最大吸收處的波長作為測定波長。要是有pda檢測器就不需要這一步了。
b、還是得找一些資料，看看類似的樣品的流動相，以它為起始流動相進行選擇，如果沒有，那就找專業書吧，看看它是怎麼教你選擇流動相的。
2、最低檢測限
3、系統適應性試驗
重復進樣5次，記錄色譜圖，給出系統評價報告
4、考察中間體及副產物和樣品的分離度。同時定出中間體在色譜圖中的出峰位置，為定質量標准提供依據。
5、考察降解產物和樣品的分離情況。
這個一般是通過破壞性試驗來考察。常用的一般是高溫、強光、氧化、強酸、強鹼五個因素進行考察，通過考察，應該可以知道色譜圖中那些峰是由於什麼因素產生，這個也可為定質量標准提供依據。
6、根據上面的試驗，應該可以知道樣品的一些大概情況了，樣品中有哪些雜質應該比較明確了。現在對三批樣品進行測定，通過歸一化來觀察，應該可以知道雜質的大概情況，根據這個可以定出相應採用自身對照法測定的雜質限量。一般情況下還應定出最大的單一雜質限量。如果樣品中的雜質可以很好得到純品，那麼你就可以採用外標法來准確定量。
7、雜質的限量必須根據你的樣品本身性質來定。

㈥ 物質跨膜運輸方式包括哪幾種

主動運輸：K+、Na+等離子，小腸吸收氨基酸、葡萄糖，

協助擴散：紅細胞吸收葡萄糖，

自由擴散胡禪缺：水、CO2、甘油、脂肪酸、乙醇、苯、尿素，

胞吞：白細胞吞噬病菌、變形蟲攝食，

吐：分泌蛋白、抗體、蛋白質類激素等。