成人教育脱产生

成人教育脱产生（精选三篇）

成人教育脱产生 篇1

一个社会是否和谐, 一个国家能否实现长治久安, 很大程度上取决于全体社会成员的思想道德素质。没有共同的理想信念, 没有良好的道德规范, 是无法实现社会和谐的。思想政治理论课教学肩负着对成人教育脱产生进行系统的马克思主义理论教育和思想品德教育的重任, 是教育大学生学会做人, 成为和谐社会建设者的主渠道、主阵地。面对构建社会主义和谐社会的新形势, 要针对成人教育脱产生的特点, 切实改革教学内容, 改进教学方法, 改善教学手段, 提高思想政治理论课的教学效果, 充分发挥思想政治理论课在成人教育脱产生思想政治教育中的主渠道作用, 为构建社会主义和谐社会培养合格人才。

1.进行课程改革, 做好“三进”工作。

要以邓小平理论和“三个代表”重要思想为重心, 积极落实好邓小平理论和“三个代表”重要思想的“三进”工作, 即进教材、进课堂、进学生头脑。使成人教育脱产生真正理解、深刻把握邓小平理论和“三个代表”重要思想的科学内涵, 全面掌握马克思主义的立场、观点和方法, 努力实践“三个代表”重要思想, 树立科学的世界观、人生观、价值观。

2.改革思想政治理论课的教育内容, 使教育内容进一步贴近社会、贴近生活、贴近学生思想实际。

一方面, 要压缩那些超越成人教育脱产生接受能力的抽象理论内容, 剔除那些已经过时或与现代化发展相悖的内容;另一方面, 要按照充分体现当代马克思主义最新成果的要求, 增加全面建设小康社会和构建社会主义和谐社会的新观念、新思想、新内容, 把马克思列宁主义、毛泽东思想、邓小平理论和“三个代表”重要思想的基本理论与生活实际紧密联系起来, 与和谐社会构建紧密联系起来, 使思想政治理论课的教学内容更加具体化、现代化。

3.思想政治理论课的教学方法改进是高校思想政治理论课教学改革的关键环节、重中之重。

要根据成人教育脱产生的特点, 彻底改变单纯讲理论知识, 单纯引导学生对理论知识认知的教学模式, 要联系社会主义和谐社会建设的实际, 联系成人教育脱产生的思想实际, 把传授知识与思想教育结合起来;把关心学生的成长成才和帮助学生解决实际问题结合起来;把讲授理论知识和学生切身的利益、成才的愿望、存在的困惑、模糊的认识有机结合起来。按照育人为本、德育为先的要求, 积极探索, 大胆实践, 改进思想政治理论课的教学方法。

二、积极发挥党政社团在成人教育脱产生思想政治教育中的作用

高校党政社团在成人教育脱产生思想政治教育中起着很重要的作用, 它从不同侧面、不同层面对成人教育脱产生开展全方位的思想政治教育, 它既有党团组织自上而下的理论灌输, 又有学生社团、学生组织的自我管理和自我教育, 覆盖了成人教育脱产生学习生活的各个方面。

1.充分发挥成人教育学院党组织的战斗堡垒作用, 做好成人教育脱产生的思想政治教育工作。

党组织要以马列主义、毛泽东思想、邓小平理论和“三个代表”重要思想为指导, 以理想信念教育为核心, 强化核心价值体系教育, 积极引导成人教育脱产生学习党章、党的基本理论、基本路线、基本纲领, 从根本上提高他们的政治素质、思想素质和理论水平, 使他们树立坚定的共产主义理想和社会主义信念, 牢固树立为中华民族伟大复兴而奋斗的思想。要高度重视学生党员的发展工作, 坚持标准, 保证质量, 把优秀成人教育脱产生吸收到党的队伍中来, 并严格要求他们, 提高党性修养, 充分发挥学生党员在成人教育脱产生思想政治教育中的骨干带头作用和先锋模范作用。

2.积极发挥共青团和学生会的作用, 推进思想政治教育。

共青团是中国共产党领导的先进青年的群众组织, 是广大青年在实践中学习共产主义的学校, 是中国共产党的助手和后备军。要充分发挥学院团总支和各班团支部在教育、团结和联系学生方面的优势, 全面了解学生的思想动态, 准确把握学生的思想脉搏, 深刻认识学生思想中的深层次问题, 通过共青团开展生动有效的思想政治教育活动, 提高学生的思想政治素质。

3.加强班级建设, 进一步提高学生自我教育的自觉性。

思想政治教育重在内化, 班级是大学生的基本组织形式, 是成人教育脱产生进行自我教育、自我管理、自我服务的主要组织载体。要着力加强班级集体建设, 组织丰富多彩的主题班会等活动, 发挥班集体团结学生、组织学生、教育学生和管理学生的功能。

4.加强社团组织建设。

学生社团是高校校园文化建设的重要载体, 是高校第二课堂的重要组成部分, 是高校思想政治教育的重要渠道。随着教育体制改革的不断深入, 以及大学生学习、生活方式出现新的变化, 学生社团日益成为高校中具有重大影响力和凝聚力的群体。成人教育脱产生的思想政治教育要进社团, 并充分发挥学生社团的作用, 开展思想政治教育工作。

三、加强和谐校园的文化建设, 发挥校园文化的育人功能

高校校园是小型社会, 是传承文化、创新文化、培养高层次人才的主渠道。构建和谐的校园是构建社会主义和谐社会的一个有机组成部分, 和谐校园的文化建设有利于提高思想政治教育的效果。

1.发挥校园环境的育人功能。

完善的设施、合理的布局、各具特色的建筑、和谐的人文景观等能够使人心旷神怡, 赏心悦目, 并在求知、求美、求乐的过程中受到潜移默化的启迪和教育。因此, 校园规划必须重视环境育人功能, 充分体现以人为本的教育理念, 实现人文环境和自然环境的有机统一与协调发展。在校园建设风格、校园色彩、校园音乐、师生着装、教室布置以及各种具有典型教育意义的雕塑、画像、喷泉、假山、名言警句、标语口号的选择上, 都应统筹考虑, 精心制作, 营造积极向上、格调高雅、内容丰富、形式新颖的校园建筑文化, 达到陶冶师生的情操、塑造美好心灵、激发开拓进取精神、约束不良行为、促进身心健康、调节情趣和心理状态等重要作用。

2.校园文化建设应大力弘扬民族精神, 牢牢把握先进文化前进方向。

高校校园文化建设是社会主义文化建设的重要组成部分, 党的十六大报告中指出:“在牢牢把握先进文化前进方向, 建设先进文化, 塑造全民族深厚、广阔、灵慧的精神空间方面, 高校有着责无旁贷的使命。”校园文化作为高校特有的精神环境和文化氛围, 是成人教育脱产生生活的重要组成部分, 在学生思想政治教育中发挥着不可替代的重要作用。所以, 在构建校园文化总体规划时, 要注意民族精神的传承和先进文化的建设, 用优良的民族文化陶冶成人教育脱产生, 增强他们的爱国意识, 加强爱国主义教育。

3.以校园文化活动为载体, 进行思想政治教育。

校园文化活动是成人教育脱产生思想政治教育中最容易接受的载体之一, 对成人教育脱产生具有广泛的吸引力和感染力。要积极开展丰富多彩、积极向上的学术、科技、体育、艺术和娱乐活动, 举办各种棋类比赛、书画比赛、歌咏比赛、辩论比赛, 把思想政治教育与智育、体育、美育有机结合起来, 寓思想政治教育于文化活动之中, 规范成人教育脱产生的行为, 指导他们的生活方式, 引导他们树立正确的人生观、价值观、世界观。

四、发挥网络优势, 开展切实有效的网上思想政治教育

信息网络技术的发展为开展思想政治教育提供了现代化的手段, 拓展了思想政治教育的空间和渠道。成人教育工作者要坚持以构建社会主义和谐社会为目标, 认真研究互联网的技术特性、运行规律和学生上网的心理特点以及接受规律, 不断完善思想政治教育进网络的机制, 丰富思想政治教育进网络的内容, 营造文明和谐的网络环境, 充分发挥网络优势, 积极开展切实有效的网上思想政治教育。

1.在互联网上大力弘扬主旋律, 增强阵地意识。

江泽民同志指出:“坚持什么样的文化方向, 推动建设什么样的文化, 是一个政党思想上精神上的一面旗帜。” “必须坚持唱响主旋律, 打好主动仗, 科学生动地宣传马克思主义, 引导干部和群众不断地克服和抵制错误的、落后的、腐朽的思想文化的影响和侵蚀。”所以, 要利用网络, 把宣传马列主义、毛泽东思想、邓小平理论和“三个代表”重要思想作为重要内容, 始终把握“中国先进文化的前进方向”, 唱响社会主义文化的主旋律, 坚持指导思想一元化, 坚决抵制各种腐朽思想文化的侵蚀, 努力开创成人教育脱产生思想政治教育工作的新局面。

2.开展系统的网上思想政治教育工作。

成人教育工作者要自觉地、积极地将互联网的巨大优势为“我”所用, 为建设有中国特色的社会主义服务, 为构建社会主义和谐社会服务。用现代化手段开辟网络虚拟空间的思想政治教育新领域, 宣传主流意识的思想和声音, 积极创办思想政治教育、学术文化和文明建设的特色网站, 倡导科学的世界观、人生观和价值观。要加快思想政治教育软件的开发, 把有关理论教育内容编成寓教于乐的电子软件, 增强思想政治教育内容的趣味性、渗透性和感染性。利用网络工具, 如QQ、BBS论坛、电子信箱等与学生直接对话, 进行思想交流、沟通, 及时解决学生学习、生活中遇到的疑难困惑问题以及学生所关注的社会热点、焦点问题, 让学生及时了解社会、适应社会要求, 跟上时代的步伐, 把网络建成成人教育脱产生思想政治教育的重要阵地。

3.加强网络道德教育。

网络社会作为一种虚拟空间, 是现实社会的延伸和扩展。网络中的一切活动都是虚拟与现实的统一, 个性张扬与社会约束的统一。要加强网络道德教育, 要把《公民道德建设实施纲要》提出的公民道德基本规范和有关要求融入网络思想政治教育之中, 增强政治意识、法治意识、责任意识、安全意识和自律意识, 唤起成人教育脱产生自觉维护科学价值观和道德观的责任感, 构筑起一道稳固的道德防线, 使网络空间最终成为一个既高度开放又高度文明健康的精神王国。

五、切实加强思想政治教育工作队伍建设

在《中共中央国务院关于进一步加强和改进大学生思想政治教育的意见》中明确指出, “思想政治教育工作队伍是加强和改进大学生思想政治教育的组织保证。大学生思想政治教育工作队伍主体是学校党政干部和共青团干部, 思想政治理论课和哲学社会科学课教师, 辅导员和班主任”。面对构建社会主义和谐社会的新形势和新任务, 要坚持专业化培养, 坚定理想信念, 提升理论素质, 提高综合素质和本领, 增强实践能力, 培养和塑造出一支“政治强、业务精、纪律严、作风正”适应和谐社会建设需要的高素质、高效能的专兼结合的思想政治教育工作队伍。

1.提高思想政治教育工作者的思想政治素质。

思想政治教育工作者是思想政治教育活动的组织者、策划者、实施者, 在整个思想政治教育过程中起主导作用, 他们思想政治素质的高低直接影响着思想政治教育的成效。思想政治教育工作者要积极学习马列主义、毛泽东思想、邓小平理论和“三个代表”的重要思想, 努力提高自己的思想政治素质, 保证思想政治教育的社会主义方向。江泽民同志指出:“重视和加强马列主义的理论学习, 学会用马克思主义的立场、观点、方法去考察、认识和解决工作中遇到的各种问题, 使自己在工作中保持正确的方向, ”成为成人教育脱产生健康成长的指导者和引路人。

2.通过有计划地组织各种类型的培训班和研讨班, 提高思想政治教育工作者的业务素质和智能素质。

由于思想政治教育的对象是富有感情、思想、性格和智慧特性的人。所以, 思想政治教育工作者必须提高智能素质, 要具有广博的知识、娴熟的教育艺术、较高的分析判断能力、较强的组织能力、一定的语言文字表达能力和运用知识的能力, 只有这样才能抢占思想政治教育的阵地, 增强思想政治教育的效果。

3.思想政治教育工作者要不断进行教育手段的创新。

《教育部关于高等学校思想政治教育进网络工作若干意见》中指出:要努力建设一支既具有较高的政治理论水平、熟悉思想政治工作, 又了解网络文化特点, 能比较有效地掌握网络技术, 在网上进行思想政治教育工作的队伍。这支队伍必须具有较深厚的马列主义理论功底, 不仅能准确地表达和阐明马列主义理论, 而且善于把学与用、知与行结合起来, 运用马列主义理论分析问题和解决问题;这支队伍还应具有较高的信息网络技术水平, 深入研究网络发展规律, 了解网络技术的“两面性”, 熟练地驾驭网络。因此, 思想政治教育工作者要充分重视和运用现代化传媒和信息网络技术等新的手段, 加大思想政治教育手段的科技含量。

创新成人教育脱产生的思想政治教育, 必须体现时代性、把握规律性、富于创造性。要根据构建社会主义和谐社会的需要, 创新内容、形式、手段和机制, 不断提高思想政治教育的针对性、实效性和吸引力、感染力。要按照全面建设小康社会、推进现代化建设以及构建社会主义和谐社会对高素质人才的要求, 不断加强和改进成人教育脱产生的思想政治教育, 提高成人教育脱产生的思想政治素质, 促进成人教育脱产生的全面发展。

参考文献

[1]王伟光.社会主义和谐社会理论基本问题[M].北京:人民出版社, 2007.10.

[2]韩震.社会主义核心价值体系研究[M].北京:人民出版社, 2007.10.

[2]荆蕙民.思想政治工作概论[M].北京:中国人民大学出版社, 2007.10.

[4]王忠桥, 章旭东.基于和谐社会建设中的大学生思想政治教育的战略思考[J].黑龙江高教研究, 2005, (10) 1-4.

[5]杨艳春, 王水平.构建和谐社会思想道德基础的人学观照[J].求实, 2007, (7) 35-37.

甲壳素脱乙酰酶产生菌的选育研究 篇2

微生物来源的甲壳素脱乙酰酶主要以真菌菌种为主,包括鲁氏毛霉、构巢曲霉、黑根霉、蓝色犁头霉、酿酒酵母、刺盘孢、海洋烟曲霉等［6］。细菌产甲壳素脱乙酰酶的报道仅见芽孢杆菌、弧菌等［7－9］。目前关于甲壳素脱乙酰酶产生菌的研究的报道比较少,因此迫切需要筛选新的产甲壳素脱乙酰酶的微生物,扩大甲壳素脱乙酰酶的来源。本课题组从校园土壤中分离到一株产甲壳素脱乙酰酶活力较高的真菌,并对其进行了鉴定,以及通过诱变获得产酶能力提高的突变菌株。

1 实验部分

1. 1 材料

1. 1. 1 试验土样

将收集到的蟹壳洗净干燥后粉碎,埋于校园广玉兰树木根部土壤,用于自然富集产甲壳素脱乙酰酶微生物,隔数月后取土样。

1. 1. 2 仪器与试剂

752 紫外可见分光光度计,上海光学仪器厂; HVA-110 高压灭菌锅,日本Hirayama公司; SKY-2102C全温振荡培养箱,上海苏坤实业有限公司; SW-CJ-2D超净工作台,苏州净化设备有限公司。

培养基: 1 初筛培养基: 甲壳素200 g,K2HPO40. 7 g,KH2PO40. 3 g,Mg SO40. 5 g,Na Cl 0. 5 g,对硝基-N-乙酰苯胺0. 2 g,琼脂20 g,定容至1 L,p H 6. 0。2 发酵培养基: 蔗糖5 g,蛋白胨2. 5 g,( NH4)2SO42. 5 g,K2HPO41 g,KH2PO41 g,乙酸钠3 g,玉米浆5 m L,定容至1 L,p H 6. 0。

1. 2 实验方法

1. 2. 1 甲壳素脱乙酰酶产生菌的筛选

( 1) 平板菌落筛选: 取一定量的埋有蟹壳的土壤样品进行梯度稀释,涂布到初筛平板培养基,30℃ 恒温培养7 d,挑取菌落周围呈现黄色的菌株,进一步划线分离后,转接到斜面培养基保存。菌株筛选采用对硝基-N-乙酰苯胺作为检测试剂,利用微生物产生的甲壳素脱乙酰酶的脱乙酰基作用,可将无色的对硝基-N-乙酰苯胺转化为黄色的对硝基苯胺,由此来筛选产甲壳素脱乙酰酶的菌株［10］。

( 2) 摇瓶培养筛选: 用接种环分别刮取菌株的新鲜斜面菌种孢子2 环,接入产酶培养基中,30 ℃ 、200 r/min振荡条件下发酵培养5 d。发酵液于4500 r/min、4 ℃ 条件下离心10 min后,取上清液测酶活力。初筛不做重复,以淘汰较低酶活的菌株,复筛时对每个菌株做3 个重复的摇瓶培养,筛选出酶活最高的菌株。

( 3) 脱乙酰酶酶活力的测定［11］: 比色管中加入50 ℃ 预保温的浓度为0. 05 mol/L的Tris - HCl缓冲液( p H 7. 0) 3 m L、200 mg / L的对硝基乙酰苯胺溶液1 m L、适当浓度的粗酶液1 m L,于50 ℃ 水浴反应15 min,沸水浴终止酶促反应,用蒸馏水定容至10 m L,混匀,3000 r/min离心10 min,测定上清液在波长400 nm处的吸光度值( A400) 。另以沸水浴灭活的酶液作为空白样品,其余同上,测定上清液的吸光度值( A0) 。

甲壳素脱乙酰酶酶活力单位的定义: 在上述反应条件下每小时产生1 μg对硝基苯胺所需要的酶量定义为一个酶活力单位。

1. 2. 2 菌种的鉴定

将初筛得到的显色圈颜色较深的菌落保存至斜面培养基,经过复筛后的酶活较高的霉菌菌株采用平板插片法镜检［12］,显微镜下观察其该菌的形态特征。并将该菌株交由上海生工生物技术服务公司进行18S r DNA测序。序列在NCBI ( http: / /www. ncbi. nlm. nih. gov) 数据库中进行BLAST比对,分析其与其他菌株的同源性,并结合菌株的形态学特征,对菌株进行分类鉴定［11］。

1. 2. 3 菌种的诱变选育

为提高菌株CR-3 的产酶水平,对其进行紫外诱变。具体方法参考文献[12]进行。在波长为253. 7 nm的紫外线下照射1 ~ 5 min,根据致死率选择适宜的照射剂量,利用显色圈法挑选变异菌株,对其进行液体发酵复筛,并对酶活力提高较大的菌株进行产酶稳定性验证。

2 结果与分析

2. 1 菌种的筛选

经过平板显色圈法初步分离到20 株产甲壳素脱乙酰酶的真菌,转接斜面保存后,经过摇瓶发酵培养筛选出6 株产酶活力相对较高的菌株。然后将这6 个菌株再经斜面活化培养后,转接至产酶培养基,每个菌株做3 个重复,振荡培养5 d后,测定各菌株的酶活力,计算平均值,复筛结果见表1。

从摇瓶复筛的结果可以看出: 这些菌株的产甲壳素脱乙酰酶活力多在30 ~ 40 U/m L之间,其中菌株CR-3 的产酶活力最高,达到41. 6 U/m L。

2. 2 菌种的鉴定

对产酶活力较高的CR-3 菌株进行了形态特征观察。该菌株在马铃薯平板生长迅速( 见图1) ,28 ℃ 下培养3 ~ 4 d,产生大量分生孢子。菌落呈絮状,正面灰绿色,反面黄褐色。平板上插片培养,镜检观察其形态( 图2) ,分生孢子穗疏松放射状,顶囊近球形或梨形; 分生孢子梗双层,无色,表面光滑; 分生孢子球形或近球形,褐色,表面粗糙,根据形态初步判断为曲霉属的真菌。将该菌种斜面交由上海生工进行18S r DNA测序,测序后得可用序列1310 bp。将测序所得基因序列在NCBI上通过BLAST比对,相似度在98% 及以上的菌株见表2。菌株CR-3 的18S r DNA序列与NCBI数据库中的多株杂色曲霉( Aspergillus versicolor) 的序列相似度达到98% 及以上,且结合显微形态的观察结果,可以确定该菌即为杂色曲霉( Aspergillus versicolor) 。为新发现的产甲壳素脱乙酰酶菌株, 之前未有报道。

2. 3 菌种的紫外诱变

通常认为致死率在90% 左右时容易筛选到变异幅度较大的正变菌株,因此对比不同紫外线照射时间的致死率,选取致死率在90% 左右的紫外处理3 min作为诱变处理时间。经紫外诱变后的菌株筛选显色圈颜色较深的单菌落接种至斜面培养基,而后进行液体发酵培养,测定其发酵液中甲壳素脱乙酰酶的酶活力,从中筛选出一批酶产量有所提高的菌株( 见表3) 。其中突变株SD-3 的产酶活力提高比例最大,达到88. 2% 。对该菌株进行5 次传代,测定其发酵产酶能力( 表4) ,酶活力的波动范围小于10% ,说明该菌株产甲壳素脱乙酰酶遗传稳定性良好。

2. 4 产酶培养基优化

菌种经过诱变选育后,产酶活力有所提高,高产菌株的产酶能力的发挥需要合适的培养基,实验首先采用单因素实验优化了碳源种类及浓度、氮源种类及浓度、K2HPO4和KH2PO4的浓度,产酶活力有显著提高,确定最佳碳源为蔗糖、氮源为酵母浸出粉、( NH4)2SO4和玉米浆,继而采用正交实验优化了蔗糖、酵母浸出粉、( NH4)2SO4和玉米浆的浓度。结果表明:在培养基组成为蔗糖10 g/L、酵母浸出粉6 g/L、玉米浆6 m L/L、( NH4)2SO44 g / L、K2HPO42 g / L、KH2PO42 g / L、乙酸钠3 g / L,初始p H为6. 0 时,SD-3 菌株在28 ℃ 、200 r/min振荡条件下培养3 d,甲壳素脱乙酰酶酶活达到147. 4 U/m L,较优化前的78. 3 U / m L提高了88. 3% 。

3 结论

成人教育脱产生 篇3

人工湿地最初是作为一项新型的污水处理技术兴起于20世纪70年代, 因此人们更关注其对水中污染物质的去除, 而对其去除的污染物可能对环境产生的二次污染问题在近年才得到关注。关于人工湿地系统中N2O的排放研究始1997年, Freeman C.等[7]首次提出应用人工湿地技术净化污水会向大气释放一定量的N2O, 自此国外开始有相关研究报道[8—12]。国内的相关研究起步较晚, 最早的研究报道见于2009年[13—16]。现有研究对人工湿地系统N2O的释放量及其对全球增温潜力 (GWP) 影响的认识还没有得到统一。一些研究[11,17,18]结果表明人工湿地系统N2O的排放量很小, 表现为N2O的“汇”。例如, Johansson等[17]的研究结果表明人工湿地系统表现为N2O的“汇”, 其排放量为-8.4mg·m-2·d-1, 且释放的N2O对GWP的贡献可以忽略不计[11]。另外一些研究结果却表明虽然人工湿地系统N2O的释放量总体小于污水处理厂的排放量[19], 但一般达到天然湿地的2~10倍[20—22], 其值最高可达1 000 mg m-2·d-1;GWP可达到5 700~26 000 mg CO2·m-2·d-1[23]*, 可占其总温室气体GWP的1/3[24]。

因此, 随着人工湿地技术的大面积推广应用, 有必要对其向大气中排放N2O的研究现状做一个全面了解, 为全面评价人工湿地技术及为我国今后开展此领域的基础研究工作提供一定的参考。

1人工湿地中N2O的产生机理

目前普遍认为, 人工湿地系统对氮的去除主要是微生物的硝化-反硝化过程共同作用的结果[24]。在微生物脱氮过程中, N2O既可以产生于反硝化过程, 也可以作为硝化反应副产物或者硝化微生物的反硝化中间产物产生于硝化过程[25], 通常被认为是不完全硝化作用或不完全反硝化作用的产物[26—28]。由于人工湿地系统中存在好氧、缺氧和厌氧的微环境, 在条件适宜的情况下, 除了发生微生物硝化-反硝化脱氮反应, 也会发生反硝化-硝酸盐氨化 (DNRA) 反应, 后者也可能产生N2O[29]。

1.1硝化过程中N2O的产生

微生物在好氧条件下, 将NH4+—N氧化成NO3-—N的硝化过程, 可分为两个阶段进行:第一阶段为亚硝化过程, 即在氨单加氧酶 (AMO) 、羟胺氧化酶 (HAO) 的催化作用下, 氨氧化细菌 (AOB) 将NH4+—N氧化为NO2-—N;第二阶段为硝化过程, 即在亚硝酸盐氧化还原酶 (NOR) 的催化作用下, 亚硝酸盐氧化菌 (NOB) 将NO2-—N进一步氧化成NO3-—N的过程。图1为这两个阶段中可能产生N2O的生物化学过程。可以看出, N2O既不是硝化反应的中间产物也不是最终产物, 而是这一反应的副产物, 且N2O主要产生于亚硝化反应阶段。

在NH4+—N氧化生成NO2-—N的亚硝化反应过程中, 主要有以下三种可能产生N2O的途径: (1) 亚硝化过程第一中间产物羟胺 (NH2OH) 的氧化[30]及其与NO2-之间发生化学反应[31]; (2) 硝酰基 (NOH) 的非生物反应, 即NOH通过双分子聚合反应生成次亚硝酸盐, 进而水解生成N2O逸出; (3) 自养氨氧化细菌AOB的好氧反硝化作用, 即在低氧条件下由于NO2-—N的进一步氧化受到抑制, 为了避免NO2-—N在细胞内的积累, AOB会诱发产生异构亚硝酸盐还原酶 (i Nor) , 利用NO2-—N作为电子受体产生N2O[32]。目前, 大量的研究表明, AOB的好氧反硝化过程可能是硝化过程产生N2O的主要方式。

1.2反硝化过程中N2O的产生

反硝化过程是指反硝化微生物在缺氧条件下, 将NO3-—N还原为N2或N2O的过程。反硝化微生物多为异养兼性厌氧菌, 反硝化过程通常认为按照4个连续反应进行, 催化该系列过程的酶有:硝酸还原酶 (Nar) 、亚硝酸还原酶 (Nir) 、一氧化氮还原酶 (Nor) 及氧化亚氮还原酶 (Nos) 等。反硝化过程如图2所示[33]。

可以看出, N2O是反硝化过程的一个中间产物, 在氧化亚氮还原酶 (Nos) 的作用下进一步被还原为最终产物N2, 因此, Nos的活性对N2O的产生量起着关键作用。不利的环境条件会造成Nos的活性受到抑制或完全丧失, 从而影响N2O被进一步还原, 导致N2O的积累和排放。在低溶氧条件下, 许多反硝化细菌会发生好氧反硝化[34—35], 所生成的N2O比缺氧条件下多的多, 而产生的N2却减少了, 这可能是由于氧气对N2O还原酶的抑制造成的[36]。

另外的一些研究发现, 部分反硝化细菌体内不具有Nos Z基因酶系统[37,38], 不具备进一步将N2O原为N2的能力, 其最终产物为N2O。因此, 对这些菌种而言, 反硝化过程N2O的排放是不可避免的。

1.3硝酸盐氨化过程中N2O的产生

硝酸盐氨化过程是在硝酸盐氨化细菌作用下, 将NO3-—N转化为NO2-—N, 再转化为NH4+—N的过程, 催化该过程的酶有硝酸盐还原酶 (Nar) 和亚硝酸盐还原酶 (Nir) 。该反应常发生在缺氧、低氧化还原能力条件下[40], 由于在这个过程中的发酵菌仅能将NO2-—N转化为N2O, 而不能进一步还原为N2[40], 因此会释放出N2O。P T Mrkved等[41]在以贝壳砂为人工湿地填料时, 发生了显著的硝酸盐异化还原反应, 并释放出一定量的N2O。

2影响人工湿地中N2O释放的因素

人工湿地系统的组成和运行方式多样、被用于处理多种类型的污水, 因此为栖息于系统内部的微生物创造了丰富多样的微环境。各种环境因子主要通过影响湿地系统内微生物的活性或各阶段酶的活性而间接影响N2O的产生和释放。由于影响因素多, 将之大致归纳为:污水水质、环境条件、人工湿地系统及微生物种群结构等四个方面。

2.1污水水质

2.1.1 N浓度

氨氮、硝氮是微生物发生硝化、反硝化反应的基质, 其含量影响微生物的硝化、反硝化反应过程, 直接影响到人工湿地脱氮过程中N2O的释放。Mander, 等[10]研究了潜流型人工湿地处理污水过程中温室气体的排放情况, 发现硝化过程是N2O的主要来源, 当NH4+—N浓度增加, 提高了N2O的释放量、抑制了N2的释放。Inamori R等[42]研究发现当人工湿地进水N浓度为30 mg/L时N2O的释放量是N浓度为15 mg/L时的2倍。Arantzazn[43]发现在高硝酸盐进水负荷下, 人工湿地系统中Nos Z基因丰度较其他脱氮基因都低, 具有更高的N2O释放的基因潜力。Johansson A E等[17,44]认为, 当水中硝氮浓度升高, 加快了反硝化反应速率, 人工湿地系统释放出更多的N2O。

2.1.2有机物浓度

进水中的有机物浓度主要通过影响微生物反硝化过程间接影响N2O的产生和释放情况, 有机碳源不足或过高时均会增大湿地系统中N2O的释放。吴娟等[15]研究了人工湿地系统在一系列C/N比条件下处理生活污水时N2O的释放情况。发现当C/N=5和10时, 污水脱氮效果最好且N2O的释放量最小;而C/N=2时, N2O的释放量较大。Mander等[14]的研究也发现在进水C不足的情况下人工湿地系统脱氮气体产物中N2/N2O低。关于进水有机碳不足造成人工湿地N2O的释放量增加的解释有两种:一种认为是低C/N比条件造成反硝化反应进行不完全, 导致了NO2-—N的积累, 积累的NO2-—N抑制了N2O还原酶的活性, 导致N2O释放量增加[45]。另一种认为由于N2O还原酶竞争电子的能力最弱, 有机碳源匮乏时, 其合成受到抑制, 从而导致了N2O的释放[46]。

当进水中有机物浓度过高时, 也可能增加N2O的释放量。吴娟等[15]的研究表明当C/N=20时, 人工湿地N2O的释放量是C/N=5时的10倍, 认为可能是由于进水中过高的有机物浓度改变了系统的p H值, 使之降至5以下, 较低的p H抑制了N2O还原酶活性所致。

另外, 由于反硝化微生物对不同类型碳源的利用性不同, 有机碳源的性质对反硝化速率和N2O的释放有重要影响[47—49]。但目前关于有机碳类型对人工湿地系统释放N2O的影响研究尚未见报道。

2.2环境条件

2.2.1 DO浓度

DO浓度对硝化过程及反硝化过程中N2O的释放均有较大的影响。在硝化过程中, 不同的硝化细菌对DO的敏感性不同。由于氨氧化细菌AOB的氧饱和常数 (0.2~0.4 mg/L) 小于亚硝酸盐氧化菌NOB的氧饱和常数 (1.2~1.5 mg/L) , 低DO水平会促进AOB大量增殖, 产生亚硝酸盐的积累, 从而导致N2O的释放[50]。而对于反硝化反应过程, 由于Nos对氧十分敏感, 当有溶解氧存在时, 即使浓度非常低, 也会影响其合成, 抑制其活性, 从而导致N2O的释放[36]。Hernandez等[51]的研究表明:微氧环境条件造成的不完全硝化和反硝化, 是人工湿地系统N2O大量释放的主要原因。

人工湿地在污水处理工程应用中, 往往通过人工增氧的方式改善系统中的DO状况, 以提高污水中有机污染物的去除效率。但DO条件的改变, 会影响人工湿地系统中N2O的释放情况。G.MaltaisLandry等[11]研究表明对于种植水烛的人工湿地系统, 由于人工增氧使微生物的反硝化过程受到抑制, 从而显著刺激了N2O的释放。而另一方面, 人工增氧通过改善硝化过程所需的DO条件, 会降低人工湿地系统中N2O的释放[52]。

DO状况有时也用氧化还原电位ORP来表示。当ORP<400 m V时, 意味着对于微生物的硝化反应而言溶氧不足;当ORP为-100~200 m V时, 意味着对于微生物的反硝化反应溶氧浓度过高, 两种范围的ORP均有利于产生N2O[53]。Inamoria R等[54]的研究发现人工湿地中的植物能将ORP由-200~-300 m V (无植物人工湿地系统) 提高至0~100m V, 释放出了更多的N2O气体。

2.2.2季节

人工湿地中N2O的释放量有着较大的季节性变化特征[54]。季节对人工湿地系统释放N2O的影响, 主要是通过气温、气候等条件影响植物的生长状况及微生物的活性而发生的[53]。根据目前的研究数据, 尚未得到统一的结论。Wang Y H等[55]研究发现未种植物的人工湿地系统中N2O的释放受季节的影响不明显, 而种植有茭白的人工湿地系统夏季根系AOB的数量是春天的10~30倍且释放出更大量的N2O。Mander等[56]、吴娟等[15]及Inamoria R等[54]研究也均表明在植物生长季, 由于植物组织向根系传输了更多氧气, 改变了根际溶氧微环境, 促进人工湿地系统释放出更大量的N2O。但是, 也有不少研究表明人工湿地系统N2O的最高释放量发生在植物枯萎衰败的秋季[8,17,21]。

2.3人工湿地系统

2.3.1植物

虽然目前的研究普遍认为, 水生植物能显著改善人工湿地的脱氮效率, 但同时很多研究[43,55,57]也表明水生植物的存在增加了人工湿地排放N2O的潜在风险。植物对N2O排放的影响可以归纳为以下两种方式:一种是直接影响, 即植物本身的生长代谢活动产生N2O, 并通过通气组织释放到大气中[58];另一种是间接影响, 即通过影响微生物的活动而影响N2O的释放[59]。后一种方式主要认为, 植物主要通过根系分泌物及残体分解产生的有机物为微生物提供大量的有效碳源, 并且根系泌氧会在其周围形成一定氧梯度的微环境, 这些因素影响着微生物的活性、组成及丰度[60], 进而影响N2O的排放量, 并且这种影响因植物种类不同而不同[61]。总体而言, 目前国内外在该领域的相关研究尚处于起步阶段, 现有研究主要集中在:植物的有无、植物种类、植物的生长状况对N2O释放的影响。

目前关于水生植物对人工湿地N2O释放影响的研究报道并不一致。有研究认为有植物CW系统具有更高的N2O释放潜力[43,55]。Inamoria R等[54]的研究发现, 在植物生长季节, 种有芦苇、茭白和香蒲的人工湿地系统基质中的AOB的数量均显著高于未种植物的对照系统并释放出更大量的N2O, 分析认为是由于植物根系的泌氧作用改善了AOB的生长环境, 促进了AOB的生长繁殖, 造成了N2O的大量释放。而Arantzazu等[43]和Cheneby等[57]的研究发现, 种有植物的人工湿地系统的Nos Z基因丰度均低于无植物系统, 显示出更高的N2O释放潜力。他们从基因水平上进行了解释, 认为这是由于植物的存在改变了湿地基质中的C、N含量, 更有利于缺少Nos Z基因的微生物成为优势菌, 即植物是通过选择缺少Nos Z基因的反硝化菌来影响N2O释放的。但是, 另外的一些研究则表明有植物CW系统N2O释放量反而低[17,52,62], 认为是由于植物提供了充足的有机碳源, 使反硝化反应进行的更彻底, 反硝化的产物主要以N2而不是N2O的形式释放。

不同植物对人工湿地中N2O释放的影响也不同, 目前此方面的研究主要集中在几种常见的湿地植物。Maltais-Landry G等[11]研究了水烛、虉草和芦苇对N2O释放的影响, 发现种有芦苇的人工湿地系统N2O的释放量较高。而芦苇、香蒲、茭白三种植物相比, 种有茭白的人工湿地系统N2O的释放量最大, 种有芦苇的人工湿地系统的脱氮效率高而且N2O释放量小, 是较好的湿地植物[42,55]。他们[54,63]认为这是由于茭白根系为AOB的生长提供了更好的DO条件, AOB的生长状况更好。

另外, 植物的生长状况也会影响N2O的释放。有研究表明植物在旺盛生长期释放量高, 而植物枯萎衰亡期间N2O的释放量下降[11,28,54]。但是, 也有一些研究[17,21]表明, 在植物枯萎衰败期会释放出大量的N2O。

2.3.2基质性质

人工湿地基质是微生物栖息的主要场所, 其理化性质影响着微生物的数量及活性, 从而必然影响N2O的释放情况, 但目前的研究非常少, 现有的研究主要包括基质的质地、p H值及有机质情况的影响。Jia Wenlin等[29]的研究发现砂的保水性比砾石高, 当人工湿地系统排水后, 由于砂空隙中还保有一定的水量, 影响了N2O的向大气的传输, 因此砂基质人工湿地的N2O的释放量较低。张后虎等[16]研究了不同土壤基质的人工湿地系统处理垃圾渗滤液时N2O的产生情况, 认为土壤孔隙含水率、p H和质地是影响N2O释放通量的主要因素, 建议采用酸性砂土为基质以减少N2O的释放。

通常砂、砾石、陶粒等无机材料因价廉易得而被广泛用作人工湿地的基质材料。但目前国内外一些研究者将富含有机质的植物材料作为反硝化碳源补充于人工湿地基质中, 有效的提高了污水的脱氮效率[64—66], 对N2O释放的影响研究尚未见报道。但是根据一些相关的研究不难推断, 基质中有机质含量的改变必然会影响到N2O的释放情况。Sami Ullah等[67]的研究表明向森林湿地土壤表层投加轧棉废弃物, 有效提高了反硝化效率, 但同时将N2O/N比值降低了33%。在以木屑、玉米棒、麦秆等作为基质材料处理高含氮地下水的反硝化床的研究表明, 以木屑为基质材料, 既能很好的提高反硝化脱氮效率, 又释放出极少量的N2O[68—70], 而玉米棒虽然有最高的硝酸氮去除效率, 但N2O释放量也大[71]。因此, 当为了提高人工湿地反硝化脱氮效率而向基质中添加不同的植物材料时, 必须关注不同的植物碳源材料对N2O释放的影响。

2.3.3湿地结构

人工湿地按照污水的流动方式分为:自由表面流人工湿地、水平潜流人工湿地和垂直潜流人工湿地三种类型。由于构造和水流方式的不同, 会造成不同类型人工湿地系统内部微氧环境、硝化和反硝化作用强度不同, 从而N2O的释放情况也不同。目前关于人工湿地系统中N2O释放的研究数据, 大多基于自由表面流[17、72、73], 而潜流人工湿地的数据还相对较少。

现有的研究较多地认为潜流型人工湿地较自由表面流人工湿地系统N2O的释放量更大。Wu Juan等[74]的研究表明:潜流人工湿地的N2O的平均通量为296.5μg·m-2·h-1, 比表面流人工湿地的高10倍以上。Jia Wenlin等[29]的研究也表明, 在间歇式进水的条件下, 潜流型人工湿地比表面流人工湿地释放出更多的N2O。Svik A K等[22]对欧洲几个国家的水平潜流、垂直潜流和自由表面流人工湿地及地下水渗流系统中N2O的释放情况的研究表明:垂直潜流人工湿地N2O的释放量最高。Teiter S等[75]的研究进一步表明垂直潜流人工湿地N2O的释放量略高于水平潜流人工湿地。但是, Vanderzaag A C等[76]对自由表面流人工湿地和水平潜流人工湿地处理牛奶场废水N2O的释放情况进行的研究却表明表面流人工湿地N2O的释放量显著高于潜流人工湿地。

2.3.4进水方式

人工湿地与天然湿地最主要的不同之处, 在于可以通过控制运行条件来进一步提高污染物的去除效率。人工湿地的进水方式主要有两种:一种为连续进水, 一种为间歇进水, 许多研究表明间歇式进水能显著提高人工湿地系统对污水中NH4+—N、TN的去除效果[77,78], 但是, 关于进水方式对人工湿地N2O释放的影响方面的研究还较少。

人工湿地的进水方式通过两个方面影响N2O的释放情况:一方面通过影响基质空隙中的氧含量而间接影响硝化-反硝化作用强度及其N2O的产生量[79], 另一方面, 由于N2O在水中的溶解度较大, 达到29%~167%[80], 不同进水方式造成的基质空隙中水分含量的变化也极大的影响着N2O向大气的释放。Jia Wenlin等[29]的研究表明:连续进水的方式使人工湿地基质空隙中水分含量总是处于饱和状况, 整个试验过程中N2O释放速率变化不大, 而间歇式进水的方式, 在排水过程中以及排干后的几小时内, 随着基质空隙中的水分含量的减少及溶氧浓度的增加, N2O的释放速率急剧增加;对于潜流型人工湿地, 间歇进水方式条件下N2O的释放量是连续流的5倍。

间歇进水的方式会使人工湿地基质处于一种干-湿交替的环境条件下, 因此进水频次及干-湿循环的时间分配, 影响着N2O的释放。lo Mander等[28]的研究表明, 无论是垂直流人工湿地还是水平潜流人工湿地系统, 排水时水位的快速降低及高频次的间歇进水模式均显著促进了N2O的释放。吴娟等[15]、Hernández M E等[81]的研究也表明间歇式的淹水会提高人工湿地释放的N2O/N2比值。但是, 也有研究发现间歇式的进水方式显著降低了N2O的释放量[82]。由于人工湿地系统的组成比较复杂, 关于进水方式对N2O释放影响的结论不统一的原因可能与湿地系统中基质材料的持水能力、植物活性及植物种类等相关[29]。

2.4微生物的种群结构

人工湿地系统中微生物的种群结构决定着生物脱氮过程的代谢途径和代谢产物。在吴娟等[13]的试验中, 人工湿地系统中与N2O的产生相关的微生物为硝化过程中的氨氧化细菌Nitrosomonas和Nitrosospira。Zhu Guibing等[83]通过向人工湿地系统中投加活性污泥以增加系统中厌氧氨氧化菌的数量、活性和多样性, 促进了厌氧氨氧化反应的发生, 提高了污水脱氮效率, 并有效降低了N2O的释放量。

微生物反硝化过程是产生N2O的主要途径之一, 反硝化菌是大部分环境中的优势反硝化微生物种群。有研究表明约有1/3的反硝化菌缺失氧化亚氮还原酶基因nos Z, 因此反硝化过程的终产物为N2O而非N2。但是近年来, 真菌对于反硝化过程的贡献被重新认识[84]。一些证据表明在草地土壤的反硝化过程中, 真菌的作用比细菌更加重要[85]。由于真菌体内不含N2O还原酶, 因此, 真菌的对硝酸盐氮的反硝化过程仅能进行到N2O, 一旦真菌成为反硝化微生物群落结构中的优势菌, 就增加了温室气体N2O释放的危险[86]。而不同的环境因素会影响反硝化微生物种群的组成, Dong Cheol Seo等[86]通过基质诱导呼吸方法得出, 在强氧化还原条件下, 细菌对N2O释放起主要影响, 弱还原条件下, 真菌对N2O释放起主导作用。

3结论与研究展望

3.1结论

(1) 目前, 关于人工湿地N2O产生机理的认识还主要基于传统的微生物硝化过程和反硝化过程, 而对新的脱氮途径中N2O是否产生以及产生过程还缺乏深入的研究。

(2) 虽然国内外就影响人工湿地系统N2O产生和释放的因素开展了一些研究, 但现有的研究结果还存在较大的差异, 对某些影响因素的认识也未达到一致, 甚至完全相反。

3.2研究展望

(1) 人工湿地系统内同时具有好氧、缺氧、厌氧的微环境, 尤其是其植物根际微环境的存在, 使得其微生物脱氮过程不完全同于传统的污水处理工艺, 微生物的硝化-反硝化会同步发生, 并且也可能会出现新的脱氮途径。因此, 今后应进一步加强人工湿地N2O产生机理的研究, 充分利用现代分子生物学技术, 对氮转化过程中微生物的种群结构、微生物的代谢途径及功能基因的表达进行深入研究, 明确人工湿地系统中硝化、反硝化作用及新的脱氮作用在N2O产生中所占的比例。