金属离子对臭氧降解甲酸-乙腈溶液中棒曲霉素的效果及降解动力学研究
2023-09-20 09:19:38
论文总字数：14886字
摘 要
2 , Cu2 , Zn2 , Ca2 与Fe2 和三价金属离子Fe3 与 Al3 对臭氧降解棒曲霉素的效果方面的作用，结果表明：在相同实验条件下， Cu2 , Mg2 , Ca2 ，Fe2 与Fe3 ，Al3 对棒曲霉素臭氧降解效果均有一定的促进作用。但是4mg/L浓度下的二价金属离子Zn2 对棒曲霉素臭氧降解效果具有一定抑制作用，但在其他浓度条件下也具有促进作用，通过对金属离子对棒曲霉素臭氧降解效果的动力学研究发现符合一级反应。关键词：棒曲霉素 臭氧 金属离子 降解 动力学
Study on the Effect of Metal Ions on the Degradation Kinetics of the Rods in the Degradation of Formic Acid-Acetonitrile Solution by Ozone
Abstract: In order to investigate the effect of metal ions on ozone degradation of patulin, the effects of divalent metal ions Mg2 , Cu2 , Zn2 , Ca2 Fe2 and trivalent metal ions Fe3 Al3 on ozone degradation of patulin were studied in this paper. The results showed that under the same experimental conditions,Cu2 , Mg2 , Ca2 ，Fe2 ，Fe3 and Al3 could promote the ozone degradation of patulin to a certain extent, and the concentration of Zn2 had a certain inhibitory effect on the ozone degradation of patulin when the concentration of Zn2 was in 4mg/L. But in its The effect of metal ions on the ozone degradation of patulin was also promoted under the condition of his concentration. It was found that the kinetics of the ozone degradation of patulin by metal ions was in accordance with the first-order reaction.
Keywords: Patulin Ozone Metal ions Degradation Kinetics
1.引言
棒曲霉素是一种次生代谢产物，主要由青霉属，青霉属和木霉属产生[1]，经常出现在苹果及其制品中[2]，通过动物实验以及细胞实验中的DNA突变，染色体畸变，证实了其具有致癌性、致畸性、致突变性、神经毒性和细胞毒性[3-5]。为了降低棒曲霉素对人体的危害，寻找一种安全可靠、可应用的PAT降解方法仍然十分必要。目前，相关物理、化学、生物方法经过实践后，已经明确可以降解PAT，但是，相关方法仍存在其弊端，高效、快速、安全的方法仍然鲜有报道，臭氧因其降解效率高，成本低，无毒素残留，安全可靠，操作方便等优点，在近年来受到了广泛的关注[6]。臭氧作为一种强氧化剂，可以改变化合物的结构，使其变为一种分子量更低，毒性更低的化合物。此外，臭氧在非极性介质中有很强的稳定性与溶解度。并且，臭氧可分解为氧气，不会造成毒性残留。臭氧降解PAT的效率受到许多因素的影响，例如臭氧浓度、臭氧处理时间、PAT初始浓度、PH值等[7]。目前，臭氧已广泛应用于食品贮藏，果蔬保鲜，废水处理[8,9]等领域。大量研究表明臭氧能够有效的去除花生[10]、玉米[11]、小麦[12]等粮食中的黄曲霉毒素。此外，除了降解各种毒素外，臭氧还具有良好的消毒和脱色性能[13,14]，可以杀死各种有害微生物，如细菌，真菌，霉菌，病毒等。[15]
虽然臭氧在降解棒曲霉素方面已经取得了显著进展，相关金属离子（如Fe2 ，Mn2 ）可以促进臭氧对水中相关化学物质的降解[16]，相关研究指出，Mn2 ，Fe2 ，Fe3 ，Zn2 ，Co2 ，Ni2 ，Cu2 与臭氧协同作用产生更多的-OH自由基从而使臭氧具有更高的催化氧化效率[17-19]。但是金属离子对甲酸-乙腈混合溶液中PAT降解效率及相关机制还未报道，这就限制了臭氧在相关领域的应用。本研究采用臭氧处理不同金属离子浓度的甲酸-乙腈混合溶液中的PAT，以PAT的降解率用于测量臭氧处理的效果和不同金属离子对PAT的臭氧降解的影响。通过研究PAT在甲酸 - 乙腈溶液中的降解效果和降解规律，建立相应的动力学模型，进而可以优化臭氧降解参数。为臭氧降解方法的更好应用提供理论和实践指导。
2.方法与材料
2.1实验材料与实验试剂
PAT的标准品[4-羟基-4-氢-呋喃( 3，2 碳) 并吡喃-2( 6 氢) 酮]（纯度≥98%）；甲酸（色谱级）、乙腈（色谱纯）上海国药集团化学试剂有限公司，Mg2 、Fe3 、Ca2 采用其氯化物化合物，Zn2 、Cu2 、Fe2 、Al3 采用其硫酸盐化合物。
2.2实验仪器与设备
带有紫外检测器、Waters XBridge C18柱的1260型高效液相色谱仪，美国安捷伦；超声波清洗仪；实验室级超纯水仪 南京易普易达科技发展有限公司DJ-Q2020A电解臭氧发生器金华广源仪器厂; UV-200T臭氧浓度检测仪淄博艾迪尔测控技术有限公司。
2.3方法
2.3.1 制备PAT标准溶液
准确称取5.0 mg PAT标准品，将其溶于4 ml色谱乙腈中，制备浓度为1.25 mg / ml的PAT标准储备液，在-18°C下储存，并稀释1.25 mg / ml的标准储备液用乙腈。 500μg/ L PAT标准工作液，储存于4°C，即可备用。
2.3.2不同金属离子浓度下样品的制备
制备金属离子浓度为1、2、3、4、5（mg/L）的溶液
（因为质量太小不易称取，所以先配制1（mg/L）金属离子母液再采用梯度稀释的方法配制其他浓度金属离子溶液。）
配制1（mg/L）金属离子称取其化合物质量为Zn2 （ZnSO4·7H2O）0.66g、Mg2 (MgCl2·6H2O)1.26g、Cu2 （CuSO4·4H2O）0.59g、Fe3 (FeCl3·6H2O)0.72g、Fe2 (FeSO4·7H2O)0.74g、Al3 （Al2（SO4）3·18H2O）1.85g、Ca2 (无水CaCl2)0.42g。
以配制 1（mg/L）Zn2 溶液母液为例：称取0.66g ZnSO4·7H2O用甲酸-乙腈溶液定容至50 mL摇匀后再取其1mL加9mL甲酸-乙腈溶液于离心管中稀释即可制得1（mg/L）Zn2 母液。取1mL母液于299mL甲酸-乙腈溶液中稀释，再加120µL PAT母液即可制得PAT浓度500µg/L的样品溶液。分装成3个100mL的1（mg/L）Zn2 平行样。
配制浓度为1、2、3、4、5（mg/L）的金属溶液依次取1、2、3、4、5mL的金属离子母液即可，其他不变。最终配制成金属离子浓度不同，棒曲霉素浓度为500µg/L的样品备用。
2.3.3臭氧降解PAT
将10ml甲酸-乙腈混合溶液添加至波利反应器中，臭氧气体经过导管由反应器底部进入，多余的臭氧气体由顶部排出，在臭氧处理过程中不断对反应器进行摇晃，使溶液与臭氧气体完全接触，原料与臭氧的反应在25℃，相对湿度为75％，臭氧浓度保持在相对恒定的范围内进行，即约11g/m3。以保证试验结果的准确性。处理时间为0s、5s、10s、15s、20s、25s、30s。臭氧处理完以后，将溶液转移至HPLC样品瓶中，4℃保存，待测。乙腈-甲酸溶液按照14:86的比例进行混合。并向其中添加不同浓度的金属离子。
2.3.4PAT含量的测定
液相色谱检测条件：Agilent 1260液相系统，带自动进样器，四元泵系统和紫外检测器;紫外检测波长为276nm；液相色谱柱：Waters XBridge C18柱;流动相：甲酸 - 乙腈（84：16，V / V）;进样体积：10μL;流速：0.75ml/min;柱温：25℃。
2.3.5动力学模型
一级动力学模型的建立方法参考罗小虎[20]等的文献。在这里，该研究假设臭氧和棒曲霉素反应符合一级反应，其速率方程式可表示为：
微分形式：r = -dc/dt = kc
积分形式：ln（a/c）=kt。
在上式中，a是反应开始时反应物的浓度，c是时间t时反应物的浓度，k是速率常数，单位是时间单位的负一次方，如s-1，min-1或h-1，d-1等。
这类反应通常具有以下特点：
速率常数的单位为时间单位的负一次方， 如s-1，min-1或h-1，d-1等。
ln(a/c)与时间成线型关系。
半衰期为一与初始浓度无关的常数，即t½=0.693/k。
2.4数据统计分析
在本研究中，所有实验重复三次以上。实验数据用于表达使用来源8.5的统计分析。 p lt;0.05表示统计学上显著的差异，p lt;0.01表示统计学。有一个非常显著的差异。
3. 结果分析
3.1臭氧降解甲酸-乙腈溶液中PAT效果
图1 臭氧对甲酸-乙腈混合溶液中PAT的降解效果
如图1所示，在臭氧处理前，PAT的浓度为494.63 ±2.12μg/Kg，超过WHO所制定的PAT限量标准50μg/Kg，同时，图1显示了臭氧对不添加金属离子的甲酸-乙腈中PAT的降解效果，从图中可以看出， 随着处理时间的延长，PAT的含量显著降低（plt;0.05），此结果与李艳玲[21]的结果相吻合。即随着臭氧处理时间的延长，苹果汁中PAT的降解率显著提高。但是处理时间明显更短，可能的原因是臭氧气体的浓度更高，也可能是臭氧气体相对于臭氧水，可以与反应物更好的接触，因此降解时间与效率明显升高。另外，从PAT降解效果来看，当臭氧处理30s后，降解效率可以达到98%，PAT含量从494.63μg/ L降至5.67μg/ L，降解率可达98％。 PAT含量远低于中国的有限标准（50μg/ L）。
3.2臭氧降解不同金属离子溶液中PAT的反应动力学模型
不同金属离子中PAT的臭氧降解反应动力学主要研究臭氧降解含有不同金属离子的甲酸-乙腈混合溶液中PAT的降解效果及其所遵循的规律，PAT降解一级动力学模型在其它文献中也有应用。
3.2.1 锌离子降解动力学曲线
图2 不同锌离子浓度中不同PAT含量的臭氧降解动力学曲线
图2表明，不同浓度下的Zn2 臭氧降解PAT的动力学方程曲线拟合效果良好，与一级动力学所具有的相关特征符合。（图2）。
表2 不同金属离子浓度下一级动力学模型参数
金属离子浓度/（mg/L） | 动力学方程 | R2 | KA/s | t1/2/s-1 | 显著性 |
0mg/L | C（A,t）=617.26e-0.146x | 0.978 | -0.146±0.02 | 4.9 | 不显著 |
1mg/L | C（A,t）= 561.48e-0.175x | 0.983 | -0.175±0.01 | 3.9 | 不显著 |
2mg/L | C（A,t）= 514.51e-0.179x | 0.963 | -0.179±0.02 | 3.8 | 不显著 |
3mg/L | C（A,t）= 487.02e-0.184x | 0.975 | -0.184±0.01 | 3.7 | 不显著 |
4mg/L | C（A,t）= 450.98e-0.181x | 0.994 | -0.134±0.02 | 5.1 | 不显著 |
5mg/L | C（A,t）= 490.17e-0.177x | 0.98 | -0.176±0.01 | 3.9 | 不显著 |
表2列出了不同条件下PAT降解的动力学方程、决定系数、反应速率半衰期和显著性分析结果。结果表明，动力学方程具有良好的拟合效果（金属离子浓度2mg/L外，其他相关系数均大于0.97），反应速率常数（KA）按以下顺序降低排序K3mg/Lgt; K2mg/Lgt; K5mg/Lgt; K1mg/Lgt; K0mg/Lgt; K4mg/L，反应速率常数反映的是臭氧与PAT反应过程的快慢，KA值越大，则反应越快，达到目标效果的时间越短。结果显示，添加金属离子后，PAT的降解速率加快。
3.2.2镁离子降解动力学曲线
图3 不同镁离子浓度中不同PAT含量的臭氧降解动力学曲线
图3表明，不同浓度的Mg2 臭氧降解PAT的动力学方程曲线具有良好拟合效果，符合一级动力学的相关特征（图3）。
表3 不同Mg2 浓度下一级动力学模型参数
金属离子浓度/（mg/L） | 动力学方程 | R2 | KA/s | t1/2/s-1 | 显著性 |
0mg/L | C（A,t）=617.26e-0.146x | 0.978 | -0.146±0.02 | 4.9 | 不显著 |
1mg/L | C（A,t）= 646.96e-0.161x | 0.988 | -0.193±0.01 | 4.3 | 不显著 |
2mg/L | C（A,t）= 668.45e-0.162x | 0.978 | -0.17±0.02 | 4.2 | 不显著 |
3mg/L | C（A,t）= 642.49e-0.181x | 0.982 | -0.157±0.01 | 3.8 | 不显著 |
4mg/L | C（A,t）= 562.96e-0.158x | 0.975 | -0.156±0.02 | 4.4 | 不显著 |
5mg/L | C（A,t）= 725.41e-0.183x | 0.983 | -0.176±0.01 | 3.7 | 不显著 |
表3列出了不同浓度下臭氧降解PAT的动力学方程、相关系数、决定系数、反应速率半衰期和显著性分析结果。结果证明，动力学方程拟合效果较好，（不同金属离子浓度的相关系数均大于0.97），其中反应速率常数（KA）按K1mg/Lgt; K5mg/Lgt; K2mg/Lgt; K3mg/Lgt; K4mg/Lgt; K0mg/L序递减，分析反应速率可以看出，添加金属离子后，反应速率加快。
3.2.3二价铁离子降解动力学曲线
图4 二价铁离子不同浓度下不同PAT含量的臭氧降解动力学曲线
图4显示，不同Fe2 浓度下臭氧降解PAT的一级动力学方程曲线拟合良好，符合一级动力学的相关特征（图4）。
表4 不同Fe2 浓度下一级动力学模型参数
金属离子浓度/（mg/L） | 动力学方程 | R2 | KA/s | t1/2/s-1 | 显著性 |
0mg/L | C（A,t）=617.26e-0.146x | 0.978 | -0.146±0.02 | 4.9 | 不显著 |
1mg/L | C（A,t）= 646.96e-0.161x | 0.988 | -0.161±0.01 | 4.3 | 不显著 |
2mg/L | C（A,t）= 668.45e-0.162x | 0.978 | -0.162±0.01 | 4.2 | 不显著 |
3mg/L | C（A,t）= 642.49e-0.181x | 0.982 | -0.181±0.02 | 3.8 | 不显著 |
4mg/L | C（A,t）= 562.96e-0.158x | 0.975 | -0.158±0.01 | 4.3 | 不显著 |
5mg/L | C（A,t）= 725.41e-0.183x | 0.983 | -0.183±0.02 | 3.7 | 不显著 |
表4对不同条件下PAT降解的动力学方程的模型参数进行统计整理。对整理结果进行逻辑分析，发现曲线与一级动力学曲线拟合度极高，将反应速率常数（KA）按从高到低顺序排列K5mg/Lgt; K3mg/Lgt; K2mg/Lgt; K1mg/Lgt; K4mg/Lgt; K0mg/L，可以明显的看到，添加金属离子Fe2 后，臭氧对PAT降解反应加快。这与Karaca[7]的研究结果是一致的，即Fe2 可以与臭氧发生协同作用，产生-OH自由基，提高臭氧对PAT的降解效率。
3.2.4三价铁离子降解动力学曲线
图5 三价铁离子多种浓度中不同PAT含量的臭氧降解动力学曲线
图5表明，不同浓度Fe3 离子中臭氧降解甲酸乙腈溶液中PAT的动力学方程拟合很好，具有一级动力学的相关特征（图5）。
表5 不同金属离子浓度下一级动力学模型参数
金属离子浓度/（mg/L） | 动力学方程 | R2 | KA/s | t1/2/s-1 | 显著性 |
0mg/L | C（A,t）=617.26e-0.146x | 0.978 | -0.146±0.02 | 4.9 | 不显著 |
1mg/L | C（A,t）= 505.92e-0.155x | 0.94 | -0.155±0.02 | 4.4 | 不显著 |
2mg/L | C（A,t）= 587.9e-0.153x | 0.978 | -0.153±0.01 | 4.5 | 不显著 |
3mg/L | C（A,t）= 588.59e-0.175x | 0.971 | -0.175±0.02 | 3.9 | 不显著 |
4mg/L | C（A,t）= 587e-0.185x | 0.991 | -0.185±0.01 | 3.7 | 不显著 |
5mg/L | C（A,t）= 512.13e-0.172x | 0.979 | -0.172±0.01 | 4.1 | 不显著 |
对表5列出的不同条件下一级动力学模型参数进行比较，发现动力学方程拟合效果较好，（相关系数全都大于0.97），KA按以下次序递减K4mg/Lgt; K3mg/Lgt; K5mg/Lgt; K1mg/Lgt; K2mg/Lgt; K0mg/L，根据排序，可以得到添加金属离子Fe3 后，反应速率加快。Okawa[23]等人研究发现，Fe3 的存在促进了臭氧对醋酸中2,4-DCP的降解，Fe3 与2,4-DCP 反应的同时产生了Fe3 酚盐复合物，由此使臭氧的反应活性提高。此结果与本结果相一致，均表明Fe3 可以与臭氧发生协同作用，提高臭氧降解效率。
3.2.5钙离子降解动力学曲线
图6 不同钙离子浓度中PAT含量的臭氧降解动力学曲线
图6显示，不同浓度Ca2 PAT的臭氧降解反应的动力学方程曲线拟合良好，几乎完全具有一级动力学方程特征。（如图6）。
表6 不同金属离子浓度下一级动力学模型参数
金属离子浓度/（mg/L） | 动力学方程 | R2 | KA/s | t1/2/s-1 | 显著性 |
0mg/L | C（A,t）=617.26e-0.146x | 0.978 | -0.146±0.02 | 4.9 | 不显著 |
1mg/L | C（A,t）= 509.85e-0.147x | 0.973 | -0.147±0.01 | 4.7 | 不显著 |
2mg/L | C（A,t）= 534.13e-0.167x | 0.966 | -0.167±0.02 | 4.1 | 不显著 |
3mg/L | C（A,t）= 538.55e-0.159x | 0.978 | -0.159±0.01 | 4.3 | 不显著 |
4mg/L | C（A,t）= 501.57e-0.156x | 0.978 | -0.156±0.01 | 4.4 | 不显著 |
5mg/L | C（A,t）= 507.67e-0.183x | 0.977 | -0.183±0.02 | 3.7 | 不显著 |
表6列出了不同条件下PAT降解的动力学方程中的重要参数；决定系数、反应速率半衰期和显著性分析结果。分析结果表明方程拟合效果好，（不同金属离子浓度的相关系数均大于0.97接近于1），其中反应速率常数（KA）按以下次序递减K5mg/Lgt; K2mg/Lgt; K3mg/Lgt; K4mg/Lgt; K1mg/Lgt; K0mg/L，从反应速率可以看出，添加Ca2 后反应速率常数全都大于没有添加金属离子前，所以金属离子Ca2 对臭氧降解有促进作用。
3.2.6铝离子降解动力学曲线
图7 不同铝离子浓度中不同PAT含量的臭氧降解动力学曲线
图7表明，不同浓度Al3 臭氧降解PAT的动力学方程曲线拟合良好，符合一级动力学所具有的相关特征（如图7）。
表7 不同金属离子浓度下一级动力学模型参数
金属离子浓度/（mg/L） | 动力学方程 | R2 | KA/s | t1/2/s-1 | 显著性 |
0mg/L | C（A,t）=617.26e-0.146x | 0.981 | -0.146±0.01 | 4.9 | 不显著 |
1mg/L | C（A,t）=533.55e-0.166x | 0.997 | -0.166±0.02 | 4.2 | 不显著 |
2mg/L | C（A,t）=568.36e-0.178x | 0.980 | -0.178±0.02 | 3.8 | 不显著 |
3mg/L | C（A,t）=610.91e-0.194x | 0.997 | -0.194±0.01 | 3.5 | 不显著 |
4mg/L | C（A,t）=648.26e-0.195x | 0.991 | -0.195±0.02 | 3.5 | 不显著 |
5mg/L | C（A,t）=581.84e-0.182x | 0.978 | -0.182±0.01 | 3.8 | 不显著 |
表7列出了不同条件下PAT降解的动力学方程、决定系数、反应速率半衰期和显著性分析结果。结果显示，动力学方程拟合效果较好，（不同金属离子浓度的相关系数均大于0.97），其中反应速率常数（KA）按以下次序递减K4mg/Lgt; K3mg/Lgt; K5mg/Lgt; K2mg/Lgt; K1mg/Lgt; K0mg/L，从反应速率可以看出，添加金属离子后，反应速率加快。
3.3.7锰离子降解动力学曲线
图8 不同锰离子浓度中不同PAT含量的臭氧降解动力学曲线
图8表明，不同浓度Mn2 臭氧降解PAT的动力学方程曲线拟合良好，符合一级动力学所具有的相关特征（如图8）。
表8 不同金属离子浓度下一级动力学模型参数
金属离子浓度/（mg/L） | 动力学方程 | R2 | KA/s | t1/2/s-1 | 显著性 |
0mg/L | C（A,t）=617.26e-0.146x | 0.978 | -0.146±0.01 | 4.9 | 不显著 |
1mg/L | C（A,t）=533.75e-0.128x | 0.981 | -0.129±0.02 | 5.5 | 不显著 |
2mg/L | C（A,t）=522.08e-0.155x | 0.973 | -0.155±0.02 | 4.4 | 不显著 |
3mg/L | C（A,t）=489.08e-0.141x | 0.974 | -0.141±0.01 | 4.9 | 不显著 |
4mg/L | C（A,t）=606.68e-0.161x | 0.987 | -0.161±0.02 | 4.3 | 不显著 |
5mg/L | C（A,t）=545.16e-0.158x | 0.991 | -0.158±0.01 | 4.4 | 不显著 |
不同条件下PAT降解的动力学方程的模型参数列表如上。从相关系数上分析，金属离子浓度的相关系数全都大于0.97无限接近于1表明动力学方程拟合效果好，从反应速率常数（KA）按以下次序递减K4mg/Lgt; K5mg/Lgt; K2mg/Lgt; K0mg/Lgt; K3mg/Lgt; K1mg/L排序中可以看出添加金属离子后反应速率加快。
3.2.8铜离子降解动力学曲线
图9 不同铜离子浓度中不同PAT含量的臭氧降解动力学曲线
图9表明，不同浓度Cu2 臭氧降解PAT的动力学方程曲线拟合良好，符合一级动力学所具有的相关特征（如图9）。
表9 不同金属离子浓度下一级动力学模型参数
金属离子浓度/（mg/L） | 动力学方程 | R2 | KA/s | t1/2/s-1 | 显著性 |
0mg/L | C（A,t）=617.26e-0.146x | 0.978 | -0.146±0.01 | 4.9 | 不显著 |
1mg/L | C（A,t）=545.21e-0.174x | 0.985 | -0.174±0.02 | 3.9 | 不显著 |
2mg/L | C（A,t）= 545.98e-0.181x | 0.996 | -0.181±0.01 | 3.8 | 不显著 |
3mg/L | C（A,t）= 630.83e-0.175x | 0.996 | -0.175±0.01 | 3.9 | 不显著 |
4mg/L | C（A,t）= 570e-0.165x | 0.996 | -0.165±0.02 | 4.2 | 不显著 |
5mg/L | C（A,t）= 654.33e-0.184x | 0.978 | -0.184±0.02 | 3.4 | 不显著 |
表9列出了不同条件下PAT降解的动力学方程、决定系数、反应速率半衰期和显著性分析结果。结果显示，动力学方程拟合效果较好，（不同金属离子浓度的相关系数均大于0.97），反应速率常数K5mg/Lgt; K2mg/Lgt; K3mg/Lgt; K1mg/Lgt; K4mg/Lgt; K0mg/L，可以看出，添加金属离子后，反应速率加快。Khuntia[24]等人研究发现，添加Cu2 后，可以促进臭氧对偶氮染料中刚果红的降解效率，这与本研究的结果相一致，说明Cu2 可以与臭氧协同作用，提高臭氧的降解效率。
结论
通过金属离子对臭氧降解甲酸-乙腈溶液中棒曲霉素的效果的实验，研究了在不同金属离子的不同离子浓度下对于臭氧降解棒曲霉素效果的影响，并进一步研究反应所遵循的规律。通过不同离子降解的动力学曲线，我们可以直观地看到在添加了金属离子的试验中，反应速率常数较未添加金属离子前值逐渐增大，表明添加金属离子后，臭氧降解棒曲霉素的反应较快，达到目标效果时间越短，即金属离子 Cu2 , Mg2 , Ca2 ，Fe2 与Fe3 ，Al3 对棒曲霉素臭氧降解效果均有一定的促进作用。但由于研究的样本及实验时间有限未能金属离子控制臭氧降解棒曲霉素的最优条件，反应速率半衰期未能显著提高，后期可在进行进一步研究。对金属离子对臭氧降解甲酸-乙腈溶液中棒曲霉素的降解动力学的研究表明：该反应符合一级动力学模型。（经对实验数据的处理与分析后由表中数据可得相关系数均大于0.97 接近于1）这表明动力学方程具有良好的拟合效果。得到了不同降解条件下臭氧降解PAT的动力学方程，测定系数，反应速率常数，半衰期和显着性分析结果，为控制臭氧降解PAT提供了最佳条件。理论基础。进一步讨论化学反应的可能性及如何将可能变为现实奠定基础。
参考文献
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