降解分析（精选十篇）
降解分析 篇1
对木素的结构降解分析研究,其手段大致分为三类,即物理的降解手段、化学的降解手段以及生物的降解手段。
1 物理降解
主要包括热解、自然燃烧、光照以及微波、超声波法。
1.1 热解
热解是对木素降解分析最为常用的手段,分析产物往往被气相色谱-质谱分析技术直接分析,从而形成热解-气相色谱-质谱分析技术,此技术比其它降解技术最大的优势在于需要的样品量少,还有除了磨碎以外不再需要预处理。因此,热解-气相色谱-质谱分析技术已被广泛应用于木素研究,并被证实这项技术对于相关的木素研究都提供了有力的大量信息。
Meier和Faix [1]直接将热解-气相色谱-质谱技术(Py-GC/MS)应用到木素的研究中。José C等[2]对一系列非木质植物纤维,棉麻纤维,剑麻等整个原料通过Py-GC/MS检测,发现高温裂解产物主要来自碳水化合物及木素分子,来自木素的酚类都隶属于H、G、S结构。也有学者认为,芥子乙酸和松柏乙酸也像芥子醇和松柏醇一样是可信的木素前体物质。
Steinbeiss等[3]的研究证实在热解期间纤维素和木素之间没有发生分子内的反应,热解图中既没有消失的产物,也没有新的降解产物被检测到。热解产物成分都是相互独立的,互不影响。这证实了热解这种技术手段对于研究复杂的混合物非常合适。
Yang等[4]把Py-GC/MS技术用于麦草酶酸解木素(EMAL)快速热解,通过对500℃下EMAL的快速热降解产物分析,得到三种木素最基本的单元,愈创木基单元在其产物中占据优势。
1.2 木素自然燃烧
木素简单的天然燃烧已经被应用来鉴定木素特征。Kjallstrand等[5]借助于GC-MS得出一北欧森林植物燃烧得到的36种甲氧基苯酚化合物。这些被识别的甲氧基化合物侧链互不相同,有烃基,羰基,或羟基。Kjallstrand等[6]也报告了这些甲氧基酚的大量特征,并得出结论:甲氧基酚在高浓度下被生成,各种不同的酚的含量依据燃烧的情况而定。
1.3 光照
光照能引起在木素中的(-O-4醚键的严重分裂,并带来新酚的单元的附属物形成。 Argyropoulos和Sun[7]研究了对存在于软木素结构的二元模型化合物照射的影响,并用GC-MS技术鉴定了主要源自(-O-4 的断裂和 Ca-C(的分裂反应的18种酚的产物。
1.4 超声波法
Schmidt等[8]发现,碱木素在被超声波处理时,由于受超声波的空化作用,木素内部会出现短暂的局部高温、高压以及温度的快速变化,还可受到强烈的冲击波和高速射流冲击,这些量足以断开其内部的化学键,并促进一些化学反应,从而改变碱木质素空间结构,使木素发生降解等反应。任世学等[9]也发现,碱木素可以通过超声波处理提高其醇羟基含量和酚羟基含量,并使分散度降低。但超声波处理碱木素效果不稳定,而且噪音不利于环境,难以工业化放大。
2 化学降解
碱性硝基苯氧化降解可以测定愈疮木基、紫丁香基和对羟基苯基的比例;高锰酸钾氧化法可生成甲基化的苯甲酸等等。但这些方法都需要对木素进行破坏,具体方法如下:
2.1 硝基苯氧化和 CuO 氧化
碱的硝基苯氧化方法是由Frendenberg[10]1939年首次用于木素研究,作为分解产物,析出大量的香草醛。Tai D等[11] 借助于GC-MS对一竹子的磨木木素硝基苯氧化产物进行了分析。
由于硝基苯氧化后,愈疮木基、紫丁香基和对羟基苯基三种基团的比例可以鉴定,其逐渐充当一种方法来确定木素的芳族本质,它的代表性的应用包括:植物学分类,鉴定各种不同形态学区域的木质素的特性,在软木材木质素中愈创木基的比例的判断,在植物生长过程中木质素的变化检测,最后是对各种不同化学制品的效果的评估。此外,利用硝基苯氧化木素成功地转化成香草醛以及它的类似物,这刺激了从技术木素制造香草醛的经济实用过程的研究。
Pearl I A等[12]发现当木素磺酸盐被以二价铜的氧化物处理时,得到香草醛的产率为20%。
Goni等[13]通过碱的氧化铜氧化与同位素比监测气质联用(IRM-GC- MS)结合评估了木素反应化合物具体的同位素分析,能推断木质素和有脉管植物残体的来源。
2.2 过锰酸盐氧化
我们现在了解的许多关于在木材和浆中的木质素结构都是从高锰酸钾-过碘酸钠氧化结果中获得的[14]。木素在受到过锰酸盐氧化时,首先被甲基化或自由的苯酚羟基乙基化来抵抗氧化作用从而保护芳环结构。
2.3 氢解(Hydrogenolysis)
氢解,即碳碳或碳与其它杂原子单键的裂开并伴随着有氢的反应。接触反应的氢解是获得关于木素化学结构的有价值的资讯的最有效的方法之一,因为单体、双体、或低聚体木素被生成而没有进一步浓缩或聚合反应,从而产率较高。这些相当简单的化合物附随的特征揭示了组成木素的结构基团的本质,以及它们之间连接的方式[15]。
2.4 酸解(Acidolysis)
在原则上,酸解引起芳基甘油(芳基醚键的断裂,以及其它一些不稳定的醚键的断裂。酸解的方法一般是把木素纤维素或回流冷凝后的木素置于含0.2 M HCl的二氧六环水溶液中,它最初是作为一个隔离来自植物中木质素程序,引入到木质素化学中。通过对它们的低分子量的产物酸解分析,发现也能对木素进行检测并鉴定特征,因为这些产物肯定与具体的木素次结构相关。于是,酸解被拓宽应用到确定在木素中β-O-4 和 β-5结构的出现情况,还能确定木素次结构中其它的特征,比如,β-β,β-1,芳基甘油-2芳基醚键,2-芳基丙烷酮,苯乙烯醛,苯乙烯酸等等。Hans等[16]对磨木木素(MWL)和木素模型化合物进行了硫酸水解,并将电喷离子化傅立叶变换离子回旋共振质谱(ESI-FT-ICR-MS)和尺寸排阻层析(SEC)联用,对其产物分析,发现硫酸也可以有效地降解掉木素中的β-Ο-4键。
2.5 硫代酸解(Thioacidolysis)
硫代酸解法也就是在三氟化硼乙醚存在下,在二氧六环-乙硫醇下的酸解反应,其结果使得木素多聚体降解。在酸解反应中,硫代酸解主要促进了芳基甘油-2-芳基醚键的断裂[17]。
Lapierre等[18]把硫代酸解同雷尼镍脱硫技术结合去鉴定云杉木素的特征,从中获得的主要二聚体产物的结构被研究并通过了GC-MS鉴定。存在于这些产物中的碳-碳键与存在于木素中的β-5,5-5 和β-1键相关。硫代酸解同雷尼镍脱硫技术并联合GC-MS的分析技术也已经用来评估高酥油草在不同的生长阶段茎的解剖学、新陈代谢、分子水平上的变化[19]。硫代酸解是目前对木素特征最有效的诊断方法,它已经不单单是一项技术。
2.6 DFRC
对于木素的β-O-4醚键,要找到一个温和的、可选择的和有效率的方法断裂,对木素化学来说,长期以来是最重要的研究目标之一。在化学制浆期间,多聚木质素的有效降解,还有对于存在于木素中各种各样的键的分析,都要求对此键进行断裂。要培养一种更简单易行、更具有选择性、更有力的木素降解方法,这样的需求导致了Lu和 Ralph [20,21]找到一种新的降解方法,他们称之为DFRC (Derivatization Followed by Reductive Cleavage)。此法是先在乙酰溴中进行衍生化和植物细胞壁溶解,接着发生在常温下使醚键断裂的还原反应,经此法后的降解单体再被GC-MS和NMR光谱学鉴定。DFRC 提供了在木素中选择性的对α-,β-芳基醚键的断裂,从而形成了研究木素特征的一新理论。DFRC这种方法得到的简单单体其产率比用交替的氢解方法更高,还有二聚体的结构,已经被GC-MS分析进行了鉴定[22]。由于它的相对的简单化、 温和的条件,和特别的选择性,DFRC对于研究木素特征来说是一种非常有力的分析技术。
目前,国外学者多用DFRC 法研究木材类原料,此法在国内很少报道。王少光等[23]对木素模型物进行 DFRC 法实验研究,结果证实DFRC 法可以断裂所有木素模型物,产物是木素单元的简单混和物,得率高达92%,远远高于其他的水解方法,同时,应用DFRC 研究原料木素也得到了很好的效果,并预测此法的运用对草类细胞壁的结构和成分研究有很大的帮助,为进一步的研究细胞壁结构的复杂性提供了一种有效的工具。
2.7 臭氧分析(Ozonolysis)
Doree C等[24]首先对木素进行了臭氧处理,结果发现甚至在室温木质素也能够与臭氧进行高度反应,最终木素被快速降解为低分子量化合物,而多糖则不能够;在早期的研究中,分离的反应产物,大部分都是由降解的酸组成的,根本不能表现出木素结构特征。
Matsumoto Y等[25]发现木素的的广泛的臭氧化破坏了芳环的一部分,而留下了大部分完整的侧链,这些测链可被依次恢复为单体、双体的羧酸。通常,在臭氧化产物中剩下的唯一的芳环的碳直接依附于侧链,那些碳就以羧酸基团形式存在。
在其他氧化降解方法中,诸如硝基苯和过锰酸盐氧化,氧化模式同臭氧氧化相比正好相反。在那些反应中,芳环大部分保持不动,而侧链被氧化成醛或羧酸,因此在木素不同的测链的相关信息将不能得到。臭氧氧化,似乎更能提供最好的机会获得关于软木材和硬木不同类型的侧链及相关的影响方式上可靠的数据[26]。Quesada等[27]借助于臭氧分析和GC-MS鉴定了棉花梗和白扬木材木质素,并给出结论:对于来自臭氧化木素溶液的低分子量产物而言,这种理论能给出准确的可重复的数据。
2.8 单氧降解
单氧与木素的单体和双倍体模型之间的相互反应首先是由 Nimz 和Turzik[28]研究的。1999年,Bentivenga等[29]证实山毛榉经蒸气暴热的木素与单氧一起进行加重处理,将导致木素本身广泛的降解。借助于GC-MS技术,它们能被鉴定出来,在木素的残渣中,存在大量的木素衍生物,如香草醛、 芥子醇等。
3 生物降解
因为从木材中提取纤维素与半纤维素必须要除去木素这个事实,一些大量的工作已经在木质素降解及生物降解上开展[30,31]。生物降解的方法:主要是微生物降解和酶法降解。
4 小结
降解分析 篇2
脉冲放电处理苯酚废水降解过程的分析
摘要：由于水中脉冲放电产生等离子体通道,水会发生复杂的.等离子体化学反应,产生各种自由基,本文检测到放电形成的羟基自由基.对苯酚废水进行放电降解研究,利用紫外分光计、有机碳分析仪、液相质谱联用仪和气相质谱仪等仪器对降解产物进行检验.结果表明,苯酚废水在放电作用下生成的中间产物为:多羟基苯酚、酮、醛和酯等,最终产物为二氧化碳和水.此结果对苯酚废水在脉冲放电,甚至直流或交流电下的苯酚降解机理的进一步研究有参考价值.作 者：兰生 杨嘉祥 蒋杰灵 LAN Sheng YANG Jiaxiang JIANG Jieling 作者单位：兰生,LAN Sheng(哈尔滨理工大学,电气与电子工程学院,哈尔滨,150040;黑龙江科技学院,电气与信息学院,哈尔滨,150027)杨嘉祥,蒋杰灵,YANG Jiaxiang,JIANG Jieling(哈尔滨理工大学,电气与电子工程学院,哈尔滨,150040)
期 刊：环境科学学报 ISTICPKU Journal：ACTA SCIENTIAE CIRCUMSTANTIAE 年，卷(期)：2009, 29(6) 分类号：X703 关键词：水中脉冲放电 羟基自由基 苯酚降解 副产物 降解过程降解分析 篇3
摘要:从某农药厂污泥中筛选分离出一株高效降解甲氰菊酯(Fenpropathrin)的光合细菌,研究了其降解特性及生物学特性。根据分离菌株的细胞形态结构、活细胞光吸收特征、生理生化特征及其16S rDNA序列同源性鉴定降解菌;气相色谱法测定该菌降解甲氰菊酯的能力;采用超声波破碎法提取该菌降解粗酶,利用(NH4)2SO4分段盐析并测定酶活性。结果表明:PSB07-14属红假单胞菌属(Rhodopseudomonas sp.);该菌以共代谢方式降解甲氰菊酯,对甲氰菊酯的最高耐受浓度为800 mg/L,降解最佳条件为:30～35 ℃、pH6～7,光照培养15 d对600 mg/L甲氰菊酯降解率达48.41%。降解酶测定结果表明:30%～60%(NH4)2SO4沉淀的蛋白降解活性最高。
关键词:甲氰菊酯;红假单胞菌;生物降解;降解酶
中图分类号:X172文献标识码:A文章编号:1006-6500(2009)02-0001-05
Isolation, Identification of Fenpropathrin-degrading Strain PSB07-14 and Preliminary Analysis of Its Degradation Crude Enzyme
LUO Yuan-hua1,ZHANG Zhan-hong3,LIU Yong1,2,ZHANG Song-bai1,2,ZHANG De-yong1,2,LUO Xiang-wen1, CHENG Fei-xue1
(1.Hunan Plant Protection Institute,Changsha,Hunan 410125,China;2. Branch of Longping,Graduate College,Central South University,Changsha,Hunan 410125,China;3. Hunan Vegetable Institute,Changsha,Hunan 410125,China)
Abstract:A photosynthetic bacterial strain PSB07-14, with degradability of fenpropathrin, was isolated and identified as Rhodopseudomonas sp. based on its morphology, physiology and homology of 16S rDNA sequence. The degrading characteristics showed the optimum conditions of degrading fenpropathrin were 30～35 ℃, pH 6～7, respectively. This strain could grow in the media supplied with fenpropathrin up to 800 mg/Land degrade fenpropathrin by co-metabolic way. The degradation rate of fenpropathrin was up to 48.41% in a concentration of 600 mg/L within 15 d. The degradation crude enzyme was extracted and subsided by (NH4)2SO4, the results of subsiding enzyme activity showed the highest enzyme activity appeared in the subsiding of 30%～60%(NH4)2SO4.
Key words: fenpropathrin;Rhodopseudomonas sp. PSB07-14;biodegradation;degradation enzyme
甲氰菊酯,化学名称2-氰基-3-苯氧基苄基-2,2,3,3-四甲基环丙烷酸酯,商品名灭扫利,对鳞翅目、同翅目、半翅目、双翅目、鞘翅目等多种害虫有效,同时对多种害螨的成螨、若螨和螨卵有一定的防治效果[1],适用于棉花、蔬菜、果树、玉米、大豆、烟草、茶叶等作物以及林木、家畜、卫生和仓储等害虫防治,对一些农作物还有促进生长、增加产量、改善品质的作用。
虽然甲氰菊酯对高等动物毒性中等,在试验剂量内对试验动物未发现致畸、致突变和致癌作用。但是,对鱼类等水生生物、蜜蜂、家蚕等高毒,对光、热、潮湿稳定,在环境中的半衰期较长,长期使用,环境中大量残留,会带来严重的环境污染和生态风险。这迫使我们寻找一种切实有效的方法来解决这一难题 [2,3]。以生物修复(Bioremediation)为理论基础的农药残留降解菌技术为降低农产品和农业生产环境中的农药残留物提供了希望,该技术具有高效、无毒、无二次污染的特点,而且经济实用,操作简便,目前已成为去除农药残留污染的一种重要方法。国内外有很多关于农药残留降解菌研究的报道,由于菊酯类农药在20世纪80年代才在我国广泛使用,对该类农药的研究起步较晚,对拟除虫菊酯类农药的降解菌报道相对较少[3,4]。因此,筛选更多类型的甲氰菊酯高效降解菌,对甲氰菊酯残留的生物修复研究和应用具有十分重要的意义。
笔者从某农药厂污泥中分离到一株能降解甲氰菊酯的光合细菌PSB07-14,对其降解甲氰菊酯的特性进行了研究。该研究为利用光合细菌降解甲氰菊酯残留及其降解机理、克隆降解酶基因打下了基础。
1材料和方法
1.1培养基、试剂和主要仪器
光合细菌(PSB)培养基:MS培养基添加0.15%酵母膏,参照文献[5];选择培养基:在PSB培养基中加入一定浓度的甲氰菊酯;固体培养基:在培养基中加入1.5%的琼脂。
主要试剂:40 %甲氰菊酯乳油,海南正业化工有限公司惠赠;98 %甲氰菊酯标准品购自天津东方绿色技术发展有限公司;其它农药残留检测试剂均为色谱纯。
主要仪器:农药残留检测在湖南省植物保护研究所农药残留检测室进行。6890N气相色谱仪 (Agilent, USA)、扫描电子显微镜(JEXL-230,日本电子公司)、分光光度计(Tu-1901,北京普析通用仪器有限责任公司)、光照培养箱(GZP-350,上海精宏实验设备有限公司)。
1.2培养条件
光合细菌培养采用130 mL的血清瓶。培养条件(除特别说明外):厌氧光照培养,(30±2)℃,2 000 lx光照培养6～7 d;黑暗好氧培养,黑暗条件下,(30±2)℃,培养6～7 d。每天摇瓶混匀1次。
1.3降解菌的分离、筛选
将采自某农药厂的污泥2.0 g加入120 mL PSB培养基中,光照培养7 d后,取1%菌液接种到含甲氰菊酯100 mg/L的选择性液体培养基中,光照培养7 d,取300 μL菌液稀释涂布到选择性固体培养基中,挑取菌落形态不同的菌,分别接种到含甲氰菊酯100 mg/L选择性液体培养基中,光照培养7 d,取1%分别接种到含甲氰菊酯200,400,600,800,1 000 mg/L选择培养基中,15 d后检测培养基农药浓度,以含相同浓度的甲氰菊酯,相同培养条件不接种细菌的培养基为对照。选择降解率最大的细菌进行后续研究,命名为PSB07-14,后续试验中1 mL菌液中约含活细胞109个。
1.4菌种的鉴定
1.4.1电镜样品制备及观察将活的细菌滴到具膜载网上,然后进行磷钨酸染色,TEM(transmission- scanning electron microscope)观察拍照。
1.4.2吸收光谱的测定取1.5 mL培养5 d的光合细菌培养液,8 000 r/min离心洗涤3次,用0.9 %生理盐水重悬浮,在分光光度计上于200～900 nm扫描。
1.4.3菌株的生理生化特征的测定见参考文献[6]。
1.4.4菌体16S rDNA序列的测定及同源性分析细菌基因组提取采用UNIQ-10柱式基因组DNA抽提试剂盒(上海生工生物工程技术服务有限公司)。以所提的细菌总DNA为模板,采用细菌16S rDNA通用引物扩增[5],PCR反应体系(50 μL):10×PCR Buffer 2.5 μL;MgCl2(25 mmol/L) 2 μL;dNTP(10 mmol/L) 2 μL;引物Bpf/Bpr(25 μmol/L) 各0.5 μL;Taq酶(5 U/μL) 0.5 μL;双蒸水 43 μL。PCR反应条件:94 ℃ 4 min;94 ℃ 1 min,50 ℃ 1 min,72 ℃ 1 min,循环30次;72 ℃ 10 min。反应完成后,经1%琼脂糖电泳,检测扩增片断的大小和特异性。PCR产物纯化后,委托上海生工生物工程公司测序。将PSB07-14测得的16S rDNA序列在Genbank中利用blast进行比对,比较不同细菌间的相似性。
1.5甲氰菊酯含量的测定
整瓶培养液,用正己烷萃取3次,每次用量分别为40,40,30 mL。氮吹仪上吹干,然后用正己烷溶解并定容至10 mL,接着加入无水硫酸钠脱水。气相色谱测定其含量[4]。以98 %甲氰菊酯标样定性定量,所有数据为3次重复平均值。
测试条件:气相色谱仪型号Agilent 6890N,色谱柱型号为HP-5 (30 m×0.32 mm×0.25 μm),采用程序升温法:毛细管柱起始温度160 ℃,保持5 min,10 ℃/min升至200 ℃,保持1 min,10 ℃/min升至280 ℃,保持8 min,检测器(μECD)温度320 ℃,进样口温度250 ℃,载气为N2(纯度99.999 9 %),流量1 mL/min。进样量均为1 μL。
降解率的计算方法:降解率=(1-C1/C0)×100%
其中,C1为降解菌处理甲氰菊酯残留浓度(mg/L),C0为对照处理甲氰菊酯残留浓度(mg/L)。
1.6 降解酶的提取与盐析
15 mL离心管加入10 mL培养7 d的PSB07-14菌液,8 000 r/min离心2 min,倒去上清液,重复1次,收集菌细胞,倒去上清液,加入等体积的PBS(pH7.2)缓冲液,降解粗酶的提取采用超声波破碎仪破碎菌体细胞[7],12 000 r/min离心10 min,上清液即为粗酶液,考马氏亮蓝法测定蛋白的浓度[8],用PBS缓冲液调整蛋白浓度为10 mg/L做后续实验。取50 mL粗酶液,加入(NH4)2SO4盐析,静置10 min,离心收集沉淀,PSB(pH7.2)缓冲液溶解,并调整蛋白浓度为1 mg/mL[8]。酶活力测定参照文献[7],本试验的1个酶活力单位(U)定义为在本试验条件下1 min内甲氰菊酯减少的微摩尔数。
2结果与分析
2.1菌株鉴定
2.1.1培养特征和活细胞光吸收特征培养结果表明,PSB07-14最佳生长温度为30～35 ℃、pH6.5～7.5,具有红色培养物、黑暗好氧生长慢以及耐盐低于3%的Rhodopseudomonas的特征[6]。活细胞光吸收结果表明(图1),该菌含有细菌叶绿素a及类胡萝卜素[5],表明该菌属于紫色非硫细菌。
2.1.2形态结构和生理生化特征图2的电镜结果表明,PSB07-14为杆状,大小为0.6～1.0 μm×2.4～3.1 μm,端生鞭毛,以二分裂方式繁殖。生理生化分析结果表明(表1):G-,V-P反应阴性,甲基红反应阴性,不能利用淀粉,H2S反应阴性;可以利用多种小分子的有机酸生长,也能利用部分氨基酸和醇类化合物进行生长。PSB07-14的形态结构和生理生化特征与Rhodopseudomonas基本一致[6]。
2.1.316S rDNA序列分析PSB07-14测定的16S rDNA序列长度为1 429 bp (Genbank accession No.FJ798824),Blast结果表明,在Genebank中,与Rhodopseudomonas palustris strain HZ-1 (EU703955)和Rhodopseudomonas sp. TUT3625 (AB250616) 的同源性分别为98%和97%。
2.1.4鉴定结果根据Bergeys Manual of Determinative Bacteriology[6],将PSB07-14鉴定为Rhodopseudomonas sp.。
2.2菌株对甲氰菊酯的降解
2.2.1对甲氰菊酯的耐受浓度在120 mL PSB液体培养基中,加入5 mL菌液和适量甲氰菊酯,使培养基中甲氰菊酯终浓度为200,400,600,800,1 000 mg/L,光照培养,第15 天观察PSB07-14的生长情况。结果如表2示,PSB07-14耐受甲氰菊酯的最大浓度为800 mg/L。
2.2.2对甲氰菊酯的降解120 mL的PSB液体培养基中加入5 mL PSB07-14和适量甲氰菊酯,使其最终浓度为600 mg/L,光照培养15 d取样测定甲氰菊酯的残留量,以含600 mg/L甲氰菊酯培养液为对照。甲氰菊酯在光照下,经过15 d有一定量的降解,可见光照对甲氰菊酯有一定的降解效果,但作用并不是很大(4.13%)。PSB07-14在600 mg/L甲氰菊酯培养液中培养15 d,对甲氰菊酯的降解率为48.41%(表3)。
2.2.3最佳降解条件在pH为5,6,7,8,9,10的120 mL的PSB培养基中,加入5 mL的PSB07-14菌液和适量甲氰菊酯,其最终浓度600 mg/L,光照培养15 d后取样,样品经萃取后检测甲氰菊酯残留量。结果表明(图3),pH在6～8之间,PSB07-14的降解效能都比较好,最适pH为7。
在120 mL含甲氰菊酯600 mg/L的PSB培养基中,加入5 mL的PSB07-14菌液,不同温度下,光照培养15 d后测定甲氰菊酯残留量。图4表明,PSB07-14在25～35 ℃之间,具有良好的甲氰菊酯降解能力,在35 ℃降解能力最好。温度过高或过低都显著影响菌株的降解能力,当温度低于25 ℃或高于45 ℃,菌株几乎丧失降解能力。
2.2.4菌株对甲氰菊酯的共代谢特点PSB07-14在以甲氰菊酯为唯一碳源的PSB培养基中不生长(表4),但在有其他碳源(酵母膏)存在时可以降解甲氰菊酯,表明PSB07-14是以共代谢的方式降解甲氰菊酯[9]。
2.3分段盐析粗蛋白降解活性
分段盐析粗蛋白降解活性表明,30%～60%(NH4)2SO4沉淀出的粗蛋白活性为38.27 U/L,大大高出0～30%、60%～80%(NH4)2SO4沉淀出的粗蛋白的活性(表5)。
3讨 论
通过富集培养法分离出甲氰菊酯降解菌PSB07-14,生理生化方法和16S rDNA序列同源性将其鉴定为Rhodopseudomonas sp.。在农药残留的降解菌研究中,光合细菌的研究报道相对较少;光合细菌(Photosynthetic Bacteria, PSB)是地球上最早出现的具有原始光能合成体系的原核生物。近年来,对光合细菌的应用研究获得了很大的进展。研究表明,光合细菌在种植、养殖、新能源开发利用以及医药方面具有十分广阔的前景[10-13]。在环境治理方面,光合细菌可以有效地处理有机废水[14],净化水质[15],降解芳香族化合物[13]。在农药降解方面,光合细菌可以有效地降解有机磷农药[5]、 硫代磷酸酯类农药[16]。而且光合细菌具有很好的促进作物生长和提高作物抗逆性的作用[17],因此,筛选光合细菌降解菌具有良好的应用前景。
PSB07-14对高浓度的甲氰菊酯具有良好的降解效果,在600 mg/L甲氰菊酯培养液中培养15 d,对甲氰菊酯的降解率为48.41%。高于丁海涛等[18]分离的降解菌降解速率以及笔者先前分离的光合细菌株PSB07-19[19],与洪源范等[9]分离的降解菌降解速率相当。PSB07-14降解甲氰菊酯的最佳条件与该菌生长的最佳条件基本一致,表明该菌具有潜在的实际应用价值。
PSB07-14不能以甲氰菊酯作为唯一碳源,只能以共代谢的方式降解甲氰菊酯。表明PSB07-14对甲氰菊酯的降解作用是一种酶促反应,该结果与洪源范等[9]的研究结果一致。
PSB07-14降解酶分段盐析结果表明,在30%～60%(NH4)2SO4沉淀出的粗蛋白活性为38.27 U/L,该研究为降解酶的分离纯化提供了参考。其降解酶的研究以及降解酶基因的克隆是下一步的工作方向。
参考文献:
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生物降解材料研究和产业发展分析 篇4
1 生物降解材料的战略意义
塑料等高分子材料造成的“白色污染”问题越来越严重,其处理和降解非常困难,从而造成大量永久性垃圾。由于石油等资源供给日趋紧张,以玉米、淀粉等非石油路线制备塑料等可降解的高分子材料受到社会更多的关注。生物降解材料制备生产过程无污染,其产品可生物降解,可实现在自然界中循环,最终生成二氧化碳和水,不污染环境(这对保护环境非常有利),是公认的环境友好材料,逐渐成为未来事关国计民生的战略新兴材料。
降低生物降解材料制造成本是急需解决的关键问题。控制材料的降解速度,提高材料未降解时的物理化学性能,开发安全的生物降解材料添加剂以及不需要添加剂的降解性高分子材料也是未来重要的发展方向。在聚乳酸方面,进一步降低乳酸的发酵成本,改进乳酸的聚合工艺,提高聚乳酸在组织工程上的应用性将是未来发展的关键科学问题。
2 生物降解材料研究进展和产业化分析
生物降解材料包括用生物技术直接制取的高分子材料,如聚羟基脂肪酸酯(PHA)等;用生物技术制取的原料再经聚合的材料,如聚乳酸(PLA)、聚丁二酸丁二醇酯(PBS)、聚氯基酸等;此外还有淀粉基生物降解塑料、二氧化碳基塑料等。在众多生物降解材料技术中,PLA、PHA、PBS、二氧化碳基塑料、淀粉基生物降解塑料的方法成为当前国际生物降解塑料的主流技术,该技术相对成熟、产业化规模较大,也是市场消费的主要品种。
2.1 聚乳酸
聚乳酸(PLA)是一种新型的生物降解材料,也称为聚丙交酯,属于聚酯家族。聚乳酸由可再生的植物资源(如玉米)所提取的淀粉原料制成,淀粉原料经由发酵过程制成乳酸,再通过化学合成转换成聚乳酸[2]。聚乳酸的热稳定性好,加工温度为170~230 ℃,有好的抗溶剂性,可用多种方式进行加工,如挤压、纺丝、双轴拉伸、注射吹塑等,在自然条件下可生物降解为二氧化碳和水,不会产生任何环境问题,被业界视为最有前途的生物降解塑料之一。
聚乳酸材料具有无毒、无刺激性、强度高、良好的生物降解和生物相容性等特点,可用作可降解生物包装材料、药物控释载体、组织工程支架材料、骨科内固定材料等领域[3]。进一步降低乳酸的发酵成本,改进乳酸的聚合工艺,提高聚乳酸在组织工程上的应用性将是聚乳酸今后研究的重点。
目前成熟的生产工艺是由玉米等谷类为碳源,采用细菌发酵法生产L-乳酸,用碳酸钙等中和剂控制发酵液pH值,然后用硫酸中和,产生大量硫酸钙沉淀,该过程工艺繁复,而且会带入大量杂质和染菌,使产品纯度下降。新技术用一种厌氧菌发酵,加氢氧化铵控制发酵液pH值,采用膜分离技术与清液单罐细菌连续发酵耦合工艺生产L-乳酸,以玉米为碳源,用湿法工艺制糖液,发酵液经微滤除菌丝体后用膜澄清,一般采用电渗析提纯,再经双极膜电渗析,最后用高真空蒸馏得到纯L-乳酸。乳酸的原料来源也从粮食作物逐步向非粮农作物及秸秆转化。
目前聚乳酸生产商有近20家,主要集中在美国、中国、日本和德国等。美国Nature Works公司以玉米等谷物为原料,通过发酵得到乳酸,再聚合生产生物降解塑料聚乳酸,是目前世界上最大的聚乳酸生产厂家,年产能达到14 万t;2011年泰国PTT公司将向其投资1.5亿美元,共同在泰国建立以甘蔗和木薯为原料的生物基聚乳酸生产基地[4]。2014年1月,Nature Works公司与3DOM公司合作,将聚乳酸纤维引进3D打印市场,因此聚乳酸可作为3D打印机的原料。日本三菱塑料公司对聚乳酸在包装领域的应用做了大量工作,开发出多种聚乳酸包装材料和技术,成为世界上聚乳酸包装材料开发的领军企业。国外聚乳酸主要生产企业还包括日本三井化学公司、油墨化学工业公司、岛津制作所、德国柏林EmsInventa-Fischer公司等。
国内的主要研究机构有中国科学院成都有机化学有限公司、中国科学院化学研究所、中国科学院上海有机化学研究所,武汉大学、同济大学、浙江大学、复旦大学、天津大学、南开大学、东华大学、华南理工大学、华东理工大学、北京理工大学等。国内生产商中,海正集团公司研制的新型聚乳酸已进入产业化阶段,年产5000t聚乳酸中试厂在运行,计划建万吨工业级厂。深圳市光华伟业公司处于中试规模,正扩建万吨级厂。南通九鼎生物工程公司、云南富集生物材料公司、河南飘安集团、长江化纤公司和中国科学院长春应用化学所的合作企业等也拥有聚乳酸生产线,规模相对较小,但都有不同程度的扩建计划。吉林中粮能源生化(榆树)1万t聚乳酸项目已开工建设。
2.2 聚羟基脂肪酸酯
聚羟基脂肪酸酯(PHA)属于天然高分子聚酯,是很多细菌在特定条件下合成的一种细胞内聚酯。PHA是聚羟基脂肪酸酯类材料的总称,目前产业化品种已有4代:第1代产品PHB(聚3-羟基丁酸酯)、第2代产品PHBV(聚3-羟基丁酸酯/3-羟基戊酸酯共聚物)、第3代产品PHBHHx(3-羟基丁酸酯/3-羟基己酸酯共聚物)以及第4代产品P34HB(聚3-羟基丁酸酯/4-羟基丁酸酯共聚物)。
PHA生物材料及其改性材料的热性能、力学性能、加工性能成了科研工作者的研究热点。研究主要集中在两个方面:一是PHA基本性能的研究,如高聚物的力学性能、热降解性能及其结晶性能;二是PHA及其改性聚酯纤维成形的研究,通过静电纺丝或熔融纺丝进行纤维成形,研究初生纤维性能,为PHA纤维的工业化奠定理论基础[5]。
PHB和PHBV分别由奥地利林茨化学公司和英国帝国化学工业公司在20世纪80年代实施生产。美国Metabolix公司和ADM公司的合资企业Telles公司在美国爱荷华州拥有产能为5万t每年的PHA生产装置[6],品牌为Mirel,2010年3月开始生产,2013年中期达到全产能。意大利Bio-On公司开发甜菜制备生物塑料聚羟基烷基酸酯的生产技术,并计划建设1万t每年的生产装置。国外PHA的主要项目还有德国慕尼黑Biomers公司1000t每年,美国P&G公司5000t每年的第3代PHBHHx项目等。日本三菱瓦斯化学公司、日本卡奈卡公司、巴西PHB Industrial S/A公司、英国Biocycle公司、荷兰Agrotechnology & Food Innova-tions公司等也在研发生产相关产品。
我国PHA研发及产业化趋势处于世界的前沿,主要研发机构有清华大学、中国科学院微生物所及长春应用化学所、汕头大学等,主要企业有天津国韵生物科技公司(年产能1万t)、宁波天安生物材料公司、广东联亿生物工程公司、江苏南天集团、深圳意可曼生物科技有限公司(年产能5000t)等。
2.3 聚丁二酸丁二醇酯
聚丁二酸丁二醇酯(PBS)由丁二酸和丁二醇经缩聚而得,是目前世界公认的综合性能最好的生物降解塑料,用途极为广泛,可用于包装、餐具、化妆品瓶及药品瓶、一次性医疗用品、农用薄膜、农药及化肥缓释材料、生物医用高分子材料等领域。
全球能够产业化并且已经市场化生产PBS的国家只有美国和日本。20世纪90年代中期,日本昭和高分子公司采用异氰酸酯作为扩链剂,与传统缩聚合成的低相对分子质量PBS反应,制备出相对分子质量可达2×105的高相对分子质量PBS。目前产能为5000t每年,年产2万t的新生产线正在建设中。美国Eastman公司PBS生产规模为1.5万t每年。
我国PBS的研发和产业化进程在积极推进中。中国科学院理化技术研究所工程塑料国家工程研究中心展开了从PBS合成、改性到制品加工及应用全方位的研究;中国科学院化学所工程塑料重点实验室也进行了“可生物降解脂肪族聚酯合成”的研究,通过聚酯链结构设计,调节PBS结晶速率、力学性能、降解速率等性能,满足不同实际需求;海尔科化工程塑料国家工程研究中心股份有限公司也通过自有创新技术研制出可完全生物降解的PBS系列聚酯产品[7]。
2007年,杭州鑫富药业公司建成2万t每年的PBS生产线。2008年,邗江格雷丝公司建成2万t每年的PBS生产线。广东金发公司已建成年产1000t的生产线,安徽安庆和兴化工和清华大学合作也已筹建5000t规模生产线。但国内PBS的工业化生产仍然采用石油基丁二酸和丁二醇,其合成工艺有待改进,需要通过微生物发酵法生产丁二酸单体,改善PBS产品性能,降低对石化资源的依赖。
2.4 二氧化碳基塑料
在二氧化碳基塑料(PPC)方面,目前已批量生产的PPC原料主要有二氧化碳/环氧丙烷共聚物、二氧化碳/环氧丙烷/环氧乙烷三元共聚物、二氧化碳/环氧丙烷/环氧环己烷三元共聚物等品种。由二氧化碳制备完全降解塑料的研究始于1969年,由日本油封公司首先发现,美国通过改进催化剂于1994年生产出二氧化碳可降解共聚物。国外开展该项工作的研究单位主要有日本东京大学、波兰理工大学、美国Pittsburgh大学和TexasA&M大学、日本京都大学、埃克森研究公司等。美国空气产品与化学品公司和陶氏化学公司已合成出相应的产品,美国、日本和韩国等已生产出二氧化碳降解塑料,美国年产量约为2万t,日本、韩国也已形成年产上万吨的规模。
国内主要的研究单位有长春应用化学研究所、中国科学院广州化学公司、吉化研究院、浙江大学等。中国科学院长春应用化学所与蒙西高新技术集团公司合作,建成了世界上第1条3000t每年“二氧化碳基全降解塑料母粒”工业示范生产线,2007年底投产了3万t每年的生产线。2008年长春应用化学所项目组还同中国海洋石油总公司合作,成功建成年产3000t二氧化碳共聚物生产线,2011年12月与浙江台州邦丰塑料有限公司合作建成了万吨级PPC生产线。河南天冠集团以二氧化碳为原料生产全降解塑料5000t每的年生产线在实现产业化运行。中国科学院广州化学公司完成二氧化碳的共聚及其利用———二氧化碳高效合成为可降解塑料的技术成果转让给江苏省金龙公司、广州广重企业集团公司,分别建成了2000t每年和5000t每年的二氧化碳可降解塑料中试生产线,江苏金龙公司年产2万t二氧化碳树脂的连续生产线于2007年6月初投产。中山大学与广州市合诚化学有限公司、广州市天赐三和环保工程有限公司两家公司于2007年10月中旬签订合作协议,采用中山大学研发的利用二氧化碳合成全降解塑料技术,首期投资1.3亿元建设一条万吨级二氧化碳全降解塑料生产线。2010年1月,吉林省松原市建成5万t每年二氧化碳基降解塑料项目,3年内将达到9万t每年环氧丙烷和15万t每年二氧化碳基降解塑料的生产规模。
2.5 淀粉基生物降解塑料
淀粉基生物降解塑料是淀粉经过改性、接枝反应后与其他聚合物共混加工而成的一种塑料产品,在工业上可代替一般通用塑料等,用作包装材料、防震材料、地膜、食品容器、玩具等。淀粉基生物降解塑料已有30年的研发历史,是研发历史最久、技术最成熟、产业化规模最大、市场占有率最高的一种生物降解塑料。淀粉与PE、PP、PVA、PCL、聚乳酸等聚合物共混粒料已批量生产。
国外淀粉基塑料产品生产商主要有意大利的Novamont公司、美国的Warner-Lambert公司和德国的Biotec公司。我国积极研发并产业化的单位主要有中国科学院理化技术研究所、中国科学院长春应用化学研究所、江西科学院、北京理工大学、华南理工大学、天津大学比澳格(南京)环保材料有限公司、广东上九生物降解塑料有限公司、广州优宝生物科技有限公司、浙江天示生态科技有限公司、中京科林新材料(深圳)有限公司、武汉华丽科技有限公司、哈尔滨绿环降解塑料有限公司、黑龙江绥化绿环降解塑料有限公司、烟台万利达环保材料有限公司等。
国内最大的淀粉基塑料生产厂家是武汉华丽和比澳格(南京)。武汉华丽预计产销规模10万t,比澳格(南京)现已形成数万吨淀粉基塑料规模。其他几个大型企业均达到年产万吨级生产规模,总产量占到我国生物降解塑料产量的60%以上,并出口日本、韩国、马来西亚、澳大利亚、美国、欧盟等地区[8]。国内外主要生物降解材料产业化现状见表1和表2。
3 未来应用领域分析
生物降解材料最大的应用领域是食品等软硬包装材料市场,对减少环境污染具有积极意义。生物降解包装材料一般是将可降解的高分子聚合物加入到层压膜中或直接与层压材料共混成膜。食品包装材料和容器一般要求能保证食品不腐烂、隔离氧气且材料无毒。生物降解材料还可用于外科手术缝合线、人造皮肤、骨固定材料和体内药物缓释剂等生物医学领域以及农业地膜、文体、机械用品等领域。
生物降解材料的应用还必须渗透到高价值和高性能工程中去,如汽车和电子产品领域,这类应用会在未来表现出很大的发展趋势。无论出于生产角度还是从经济效益角度,天然纤维增强塑料都已经在汽车内饰中得到了越来越多的应用,生物降解塑料下一步将在旅客车辆内部增加使用。塑料在电子电气市场的发展潜力也十分巨大,除了手机制造商正越来越多地在手机外壳上使用聚乳酸之外,可生物降解塑料还将被扩大应用到其他电子产品上。生物降解塑料在电气设备和家电产品中的应用比例还非常小,其应用会在未来5年内取得重大进展。
因此生物降解塑料市场将会逐渐扩大,增长速度将会加快。包装仍是生物降解塑料的主要市场,但应用比例会逐渐下降,同时生物降解塑料在汽车和电子行业的新应用将推动其总体需求的增长。
4 结语
生物可降解材料的重要地位是不言而喻的,世界各国正在竭力开展相关研究和开发工作,并推广其应用,前景十分广阔,其主要研究领域包括降低可生物降解材料成本、材料精细化、对现有的降解高分子进行改性、用新方法合成新颖结构的降解高分子、利用绿色天然物质制造降解高分子材料。虽然仍有很多技术问题等待解决,但随着人们环保意识和能源危机意识的不断增强,可生物降解材料作为一种治理环境污染、解决资源紧张等难题的全新技术途径,必将进入人们日常生活,在各领域得到广泛应用。
现在生物降解塑料正面临一个较为关键的时期,生物塑料从实验室或试验场渐渐投入商业生产。“十二五”期间,该行业将开发出重大生物基材料10-15种,培养大型企业10家,形成300万t生物基材料产能,达到600亿元产业规模。在国际上生物降解塑料占优势的现实影响下,中国已经将主要力量开始转向了全降解型生物降解塑料的研发。对我国发展生物降解材料提出以下意见和建议:
(1)政府出台相关政策和计划推动发展,增强公民环保意识。政府应出台相关政策和计划推动生物降解材料的研发和商业化进展,提高社会对可再生材料的需求,同时也会对市场的增长产生关键影响。鉴于国内市场对价格的承受能力较低以及人们的环保意识还不够,生物降解材料国内市场不活跃,可通过公共宣传、科普活动等方式提高公民的环保意识。
(2)发展和创新生物降解新产品,提高生物降解塑料的产量。过去生物降解塑料的发展较为停滞的原因在于市场上产品种类较少。有些生物降解塑料,如PHA根本就没有实现商业生产,目前这种产品基本都是由试验厂或者实验室生产的。即使是主流的生物降解塑料产品,如PLA和淀粉塑料,它们的产量也是远远低于传统塑料产品的,这就需要扩大生物降解塑料的产能。我国淀粉基塑料成本3倍于石化基塑料成本,突破其市场化推广瓶颈的有效途径就是加速开发新的生物质降解材料,如因地制宜,在广大南方地区研发稻谷糠、竹粉等降解材料,在辽阔的北部、西部地区研发棉秆麦等降解材料。
(3)加强学术界和产业界合作,促进生物降解塑料健康发展。根据国家“十二五”规划要求,节能减排目标任务更加繁重。因而塑料行业的使命就是节能减碳:减碳就是减石化源的碳,改用生物质的碳。降解或将考核行业的终端指标,它体现出生物循环的意义在于提高环境贡献率。生物降解塑料的研发进程中,需要产学研密切结合,专家要深入一线开发新的降解材料,不断提高市场占有率。同时,行业要密切追踪国际标准,并使相关国际标准、国家标准付诸实施。
降解分析 篇5
4株苯系物降解菌菌株的筛选鉴定、降解特性及其降解基因研究
分别以苯、甲苯为碳源,从厦门污水处理厂活性污泥中富集筛选获得了2株苯降解菌B1、B2和2株甲苯降解菌J2、J6.16S rRNA基因鉴定结果表明B1、J2属于假单胞菌属(Pseudomonas sp.),B2、J6属于不动杆菌属(Acinetobacter sp.).研究表明,这些菌在pH7～10的碱性范围内能很好生长.在以0.1%(V/V)苯或甲苯为唯一碳源的无机盐培养基中,B1、B2菌在72小时内对苯的.降解率分别为67.7%、94.2%,J2、J6菌对甲苯的降解率分别为92.4%、84.8%.简并PCR扩增、序列分析表明,这些菌含有相同的苯双加氧酶基因,表明苯降解基因在这些降解菌中可能存在水平转移.此外,J2,J6两株菌还含有甲苯双加氧酶基因,而且J2能在甲苯浓度为70%(V/V)的LB培养基中生长.这些降解菌在苯、甲苯污染的生物治理中有应用前景.
作 者：王琳 邵宗泽 WANG Lin SHAO Zong-ze 作者单位：国家海洋局第三海洋研究所,海洋生物遗传资源重点实验室,厦门,361005 刊 名：微生物学报 ISTIC PKU英文刊名：ACTA MICROBIOLOGICA SINICA 年，卷(期)： 46(5) 分类号：Q93 关键词：苯系物 生物降解 有机溶剂耐受性 双加氧酶基因降解分析 篇6
关键词：噻吩磺隆；丁香假单胞菌；生物降解
中图分类号：X172 文献标志码：A 文章编号：1002—1302（2016）01—0369—04
噻吩磺隆（thifensulfuron-methyl）属磺酰脲类除草剂，其化学名称为3-（4-甲氧基-6-甲基-1，3，5-三嗪-2-基）-1-（2-甲氧基甲酰基噻吩-3-基）-磺酰脲，常用作茎叶处理剂，通过抑制植物的乙酰乳酸合成酶（ALS）活性，干扰支链氨基酸的合成，最终导致敏感植物停止生长并死亡，目前在我国已广泛用于防除小麦、玉米、大豆等作物田间的阔叶杂草。噻吩磺隆在农业上的广泛应用在提高农业生产效率方面发挥了重要作用，但噻吩磺隆的残留也对生态环境、食用农产品安全及人类健康带来了诸多不利影响，并会对一些敏感农作物产生药害，有时甚至会严重影响到下茬作物的正常生长。
已有研究表明，磺酰脲类除草剂的降解可包括光解、水解和生物降解等多种途径，并认为微生物的降解作用是磺酰脲类除草剂的主要降解途径。例如，Jean等发现噻吩磺隆在未经灭菌处理的土壤中能快速降解，而在灭过菌的土壤中降解速度却非常缓慢，表明土壤中的微生物对噻吩磺隆的降解起到了关键作用。目前，有关微生物降解噻吩磺隆这一领域的研究工作报道较少，已有文献仅报道了一些噻吩磺隆降解菌株的分离以及相关降解特性的测试。例如，Geraldine等从土壤中分离获得了1株伯克霍尔德氏菌（Burkholderia cepa-cia），该菌株可较快地降解噻吩磺隆；黄星等人从土壤中分离到1株能高效降解噻吩磺隆的寡养单胞菌（Stenotroph-omonas sp.），并對该菌株的降解特性进行了系统研究；Hugh等则报道了7种可降解噻吩磺隆的细菌或放线菌。本研究以筛选出噻吩磺隆高效降解菌为研究对象，研究该菌株的生理生化特征及应用性能，以期为后续的应用研究奠定基础。
1材料与方法
1.1试剂与培养基
噻吩磺隆（≥98.5%）购自上海市农药研究所，噻吩磺隆标准品购自Sigma-Aldrich公司（美国），本试验中所用其他化学试剂均为分析纯或以上级别。
无机盐培养基：1.0 g NH4N03，0.5 g KH2P04，1.5 gK2HP04，0.5 g NaCl，0.2 g MgSO4·7H2O，1 L蒸馏水，pH值7.0。在无机盐培养基中加入噻吩磺隆即为噻吩磺隆分离培养基。
富集培养基：4 g牛肉浸出粉，10 g蛋白胨，5 g NaCl，3 g酵母浸出粉，1 L蒸馏水，pH值7.0。制作培养平板或者斜面时，在培养基中加入2%的琼脂。
1.2仪器
安捷伦1260/6430高效液相色谱-三重四级杆串联质谱仪（美国），安捷伦ZORBAX Eclipse Plus C18色谱柱（3.0×100 mm，1.8-Micron），IKATM匀浆机（德国），振荡培养箱（太仓华美），氮吹浓缩器，岛津UV-2550分光光度计（日本）。
1.3噻吩磺隆降解菌的分离与鉴定
用于分离噻吩磺隆降解菌的土壤样品取自四川遂宁农田，取土耕地使用磺酰脲类除草剂已有5年以上历史。在100 mL噻吩磺隆无机盐培养基（噻吩磺隆浓度为50 mL/L）中加入2.0 g土样，在30℃下振荡培养5 d（150 r/min）。检测降解效果，若5 d降解率大于30%，则吸取5 mL培养液转接到相同浓度的噻吩磺隆富集培养基中，并连续转接5次（若降解率不足30%，则重新取土样重复上述过程）。再次验证降解效果后，在噻吩磺隆无机盐培养基平板上涂布上述富集培养液，在30℃下倒置培养，挑取生长旺盛的菌落在培养平板上反复划线分离以得到纯培养物。最后，分离得到的纯培养物被接种到富集培养基上保存备用。
菌种的生理生化鉴定参照《常见细菌系统鉴定手册》和《Bergey’s Mannual 0f Determinative Bacteriology》（9th edi-tion）进行，同时按照16S rRNA序列分析法进行菌种鉴定。
1.4降解菌株16S序列的测定
总DNA的提取采用CTAB法，16S rDNA引物设计参见文献[9]：
正向引物为5′-AGAGrITTGATCCTGGCTCAG-3′；
反向引物为5′-AAGGAGGTGATCCAGCCGCA-3′。
扩增反应体系如下：5.0μl 10×聚合酶反应缓冲液，4.0 μL dNTPs（2.5 mmoL/L），1.0μL引物（25μmoL/L），6.0μL Mg2+（25 mmoL/L），1.0μL模板DNA（浓度约为50 ng/μL），0.3 μL Taq DNA聚合酶（5 U/μL），加ddH2O至50μL。反应条件：95℃5 min；94℃30 s，52℃30 s，72℃75 s，30个循环；72℃10 min。扩增产物的测序由上海生工公司完成，后将所测序列输入GenBank数据库进行相关分析。
1.5噻吩磺隆的定量分析
提取：称取10.0 mL（或固体样品10.0 g）待测样品于100 mL具塞锥形瓶中，加入40 mL提取液（pH值7.8的磷酸盐缓冲溶液与甲醇等体积混合），加盖后振荡45 min（120 r/min），超声萃取5 min，布氏漏斗抽滤，滤液转移至50 mL容量瓶中，用提取液清洗、转移并定容至50 mL。移取20 mL上述溶液在40℃水浴中减压浓缩至10 mL，加10 mLpH值2.0的磷酸盐缓冲液并调节最终pH值至2.0～3.0。
nlc202309031610
净化：依次用5 mL甲醇、5 mL水、5 mL提取液淋洗活化固相萃取柱（Oasis HLB：200 mg，6 mL），将上述待净化液转移上柱，抽干。再用6 mL乙腈洗脱，收集至刻度管中，40℃氮吹至近干，取2.0 mL体积分数为50%的甲醇水溶液溶解样品，过0.22μm滤膜，待测。
測定：用安捷伦1260/6430高效液相色谱-三重四级杆串联质谱仪进行分析，外标法定量。流动相[A相（0.1%甲酸+4 mmoL乙酸铵），B相（甲醇），等度洗脱]，质谱采集参数（母离子388，子离子141/167，碎裂电压125，碰撞能量10/10）。
1.5接种体的准备
在肉汤培养基中培养所筛选的降解菌株，并通过离心方式收集菌体（6 000 r/min离心5 min），收集到的菌体用无菌水洗涤3遍后再用无菌生理盐水重悬，使D600nm=1.0，该悬浮液用作后续降解试验的接种体（特别标注的除外）。
1.6温度对菌株LXL-3降解噻吩磺隆的影响
在以噻吩磺隆为唯一碳源的無机盐培养基（噻吩磺隆浓度100 mg/L，pH值7.0）中接种3%的上述接种体，然后分别置于20、25、30、35、40℃条件下振荡培养，每隔24 h以无菌操作的方式取样1次，测定噻吩磺隆残留浓度及D600nm值。
1.7 pH值对菌株LXL-3降解噻吩磺隆的影响
将含有100 mg/L噻吩磺隆的无机盐培养基的pH值分别调至6.0、6.5、7.0、7.5、8.0，然后分别接种3%的接种体，置于30℃下振荡培养，定时取样监测噻吩磺隆降解情况及D600nm值。
1.8菌株LXL-3对噻吩磺隆的耐受性
在含有不同浓度噻吩磺隆（50～800 mg/L）的无机盐培养基中分别接人菌株LXL-3，然后在30℃下振荡培养，定时取样测试D600nm，用以评价噻吩磺隆浓度对菌株LXL-3生长的影响。
1.9菌株LXL-3对NaCl的耐受性
调节无机盐培养基（含有100 mg/L噻吩磺隆）中的NaCl含量，使其NaCl含量分别为0.5%（作参照）、1.0%、2.0%、4.0%、6.0%、8.0%（共6组），然后分别接人等量的菌株LXL-3，在30℃下振荡培养，定时取样测试D600nm，用以评价菌株LXL-3对盐的耐受性。
1.10应用菌株LXL-3降解土壤中的噻吩磺隆
土壤样品取自四川省遂宁市射洪县农田，分4组，A组：灭菌土壤（新鲜土壤于121℃下灭菌30 min）；B组：新鲜土壤；C组：灭菌土壤中添加菌株LXL-3；D组：新鲜土壤中添加菌株LXL-3。另外，每组中噻吩磺隆浓度均为100 mg/kg。最后将其置于30℃下培养，每隔24 h取样测定噻吩磺隆的残留浓度。
2结果与分析
2.1噻吩磺隆降解菌株的鉴定及特性
从土壤中分离到1株能以噻吩磺隆为唯一碳源的菌株，将其命名为LXL-3。该菌株为稍有弯曲的杆状菌，大小为（0.5～0.8）μm×（2.0～2.5）μm，革兰氏阴性，有1～7根鞭毛，可运动，不产芽孢，好氧生活，在营养肉汤平板上可形成表面湿润的圆形菌落。氧化酶、接触酶、明胶液化试验及V.P试验均为阳性，而淀粉水解试验和反硝化试验呈阴性。菌株TJXL-3经鉴定为丁香假单胞菌（Pseudomonas syringae），其生化鉴定结果与按照16S rRNA分析方法所得到的结果一致（菌株LXL-3的16S rRNA分析委托上海生工公司完成，GenBank登录号为KP125318）。
2.2温度和pH值对于菌株LXL-3生长及降解噻吩磺隆的影响
菌株LXL-3在25～30℃条件下的生长状况要优于其他温度条件，并且在这一温度下降解噻吩磺隆的效率也最高（图1、图2），在5 d后噻吩磺隆（起始浓度为100 mg/L）的降解率能达到99.0%以上，表明菌株LXL-3生长及降解噻吩磺隆的适宜温度为25～30℃。当温度为35℃时，菌株LXL-3的生长状况以及降解噻吩磺隆的效率会相对差一些，但是仍然处于较高的水平。若温度达到40℃，菌株的生长和噻吩磺隆降解率都会大幅度下降，在40℃下培养48 h，其D600nm和噻吩磺隆降解率分别仅为30℃时的68%、50%。以上结果表明，菌株LXL-3对高温是敏感的，若温度达到或高于40℃，其生长及降解噻吩磺隆的能力都将受到不利影响，因此菌株LXL-3仅适合应用于低于40℃的温度条件。
微生物的生长状况及降解能力等通常会受到pH值的影响。本研究结果表明，培养基的pH值为7.0时，菌株LXL-3的生长要优于在其他pH值条件（图3）；而适宜于菌株LXL-3降解噻吩磺隆的pH值为7.0或7.5，pH值为6.0时则降解率显著降低（图4），说明菌株LXL-3的生长与噻吩磺隆的降解速度呈正相关。此外，pH值会在一定程度上影响到菌株LXL-3的生长和噻吩磺隆的生物降解，但其4 d后的降解率也显示，pH值对于菌株LXL-3降解噻吩磺隆的影响在降解后期并不十分显著，因为在5个不同的pH值条件下，培养4 d后菌株LXL-3降解噻吩磺隆（起始浓度为100 mg/L）的降解率都可以达到90%以上，表明菌株LXL-3拥有极强的噻吩磺隆降解能力（图3、图4）。已有研究表明，在不考虑生物降解的情况下，在pH值中性时噻吩磺隆最为稳定，在培养基为酸性或碱性时则有利于噻吩磺隆的水解；然而，在本试验中并没有表现出这一现象（图4），可推测这里的降解行为主要是菌株LXL-3的生物降解作用。本试验中的最大降解率发生在pH值中性条件下，这主要是由于菌株LXL-3在中性条件下生长更好，可能会产生更多的降解酶，并且多数降解酶在pH值中性条件下有更大的酶活性。
nlc202309031610
2.3噻吩磺隆浓度对菌株LXL-3生长的影响
当噻吩磺隆浓度从50 mg/L升高至250 mg/L時，D600nm值有增加的趋势，表明噻吩磺隆浓度为50 mg/L时不能充分满足试验条件下菌株LXL-3的碳源或能源需求，但在浓度达到250 mg/L时菌株生长达到基本饱和，继续增加噻吩磺隆可能会抑制该菌株的生长。当浓度由250mg/L增加到500 mg/L时，D600nm值有所下降，但统计学上的差异不显著；若增加至1000 mg/L，则菌株的生长受到明显抑制，但仍然可以生长（图5）。因此，初步判定菌株LXL-3在试验条件下能耐受浓度为500 mg/L的噻吩磺隆，在这一浓度下，菌株LXL-3的生长不会受到显著影响。依据本试验结果，可作以下推测：（1）由于500 mg/L的噻吩磺隆不会对菌株LXL-3的生长产生显著影响，故认为菌株LXL-3对噻吩磺隆有很好的耐受性。（2）菌株LXL-3拥有很强的降解噻吩磺隆的能力，能够用于较宽的噻吩磺隆浓度范围；菌株LXL-3显示了更快的噻吩磺隆降解速率（相比较文献报道的噻吩磺隆降解菌株而言）。（3）菌株LXL-3可能能用于噻吩磺隆污染的生物修复，特别是高浓度的噻吩磺隆污染。菌株LXL-3所拥有的噻吩磺隆降解能力可能与分离该菌株的农田土壤长期使用噻吩磺隆农药密切相关，按照记录，相关农田已经有使用噻吩磺隆5年以上的历史。通常，土壤微生物长期持续接触某种人工合成有机化合物可能会诱导出降解该化合物的能力，这些具备了新的降解特性的微生物可能与问题土壤中农药的快速失活密切相关。
2.4 NaCl浓度对菌株LXL-3生长的影响
当NaCl浓度从0.5%升高至4.0%时，所测得的D600nm值未出现显著变化（图6），这表明菌株LXL-3至少能耐受4.0%的NaCl；同时，由于供试培养基中只有噻吩磺隆1种碳源，菌株LXL-3是以降解噻吩磺隆来获取碳源进行生长，表明该菌株在高盐压力下仍可保持对噻吩磺隆的降解能力。此外，当NaCl浓度从4.0%升高至6.0%时，菌株LXL-3的生长受到了较明显影响，D600nm值显著降低，但该菌株仍然能较好地生长；即使NaCl浓度提高至8.0%，菌株LXL-3仍可维持低水平的生长（（图6），因此认为该菌株属中等或以上程度的耐盐菌。菌株LXL-3的耐盐性可能与采样地点的盐碱化有一定关系，微生物持续处于滲透压胁迫环境下，可诱导产生耐盐性能，这一般通过渗透调节或蛋白质调节这2种方式实现。
2.5土壤中噻吩磺隆的降解
通过添加菌株LXL-3到土壤中用以降解土壤中的噻吩磺隆是可行的，添加了菌株LXL-3的土壤中噻吩磺隆的降解率要明显高于未添加菌株LXL-3的土壤，噻吩磺隆（起始浓度是100 mg/kg）的10 d降解率约为90%，14 d降解率则可达到99%以上，趋于完全降解（图7）。然而，在不含菌株LXL-3的土壤中其10、14 d的降解率仅分别为29%、14%，说明菌株LXL-3具有较强的生存能力，并能在土壤中有效降解噻吩磺隆。此外，在新鲜土壤中噻吩磺隆的降解率要稍高于其在灭菌土壤中的降解率，存在于新鲜土壤中的某些拥有噻吩磺隆降解能力的天然微生物可能是导致这一现象的原因。在不含活微生物的灭菌土壤中，经历14 d后其噻吩磺隆的含量下降了14%（图7），噻吩磺隆数量随时间逐渐减少的现象则可能是由水解和光解作用所造成。Andersen等的研究已经证实磺酰脲类除草剂在土壤环境中的降解行为受很多因素的影响，如温度、pH值、光、微生物、土壤类型以及施用的肥料等。
3小结
在本研究中分离到1株能有效降解噻吩磺隆的细菌，该菌被命名为LXL-3，并被鉴定为丁香假单胞菌。在不同的条件下测试了该菌株的生理生化特征和噻吩磺隆降解性能，其中在含100 mg/L噻吩磺隆的无机盐液体培养基中，菌株LXL-3培养48 h后，噻吩磺隆的降解率可达81%以上。菌株LXL-3降解噻吩磺隆的适宜pH值为7.0～7.5，适宜温度为25～30℃。此外，该菌还对噻吩磺隆和NaCl有很好的耐受性，至少能耐受500 mg/L以上的噻吩磺隆和4.0%以上的NaCl。将菌株LXL-3添加到被噻吩磺隆污染的土壤，结果表明该菌株能在土壤中生长并发挥降解噻吩磺隆的作用。因此，菌株LXL-3可用于污染物的生物处理，在后续研究中尝试将菌株LXL-3制作成微生物活菌制剂用于噻吩磺隆及其他相关污染物的生物治理。
多溴联苯醚降解和分析研究进展 篇7
本文综述了近年来国内外对PBDEs在环境中的分布情况、PBDEs测定方法和PBDEs降解技术的研究进展。
1 PBDEs在环境中的分布
PBDEs作为阻燃剂是以物理方式添加到相关材料中, 因此在生产、使用、废弃物堆放、废弃物处置等过程中都可能不同程度地释放到环境中。1979年美国一家PBDEs生产企业周围的土壤和污泥中首次检测到BDE-209的存在[7]。1988年第一次在瑞典的污泥试样中检测到PBDEs, 含量为每千克干基污泥20~30μg[8]。Hirai等[9]研究了20例日本人体肝脏、胆汁、脂肪组织以及血液中PBDEs的含量, 25种三溴到六溴PBDEs同系物被评估和分析, 结果表明血液、肝脏、胆汁和脂肪组织中PBDEs的总含量分别为2.4, 2.6, 1.4, 4.3 ng/g, 其中含量最高的是2, 2′, 4, 4′-四溴联苯醚 (BDE-47) 和2, 2′, 4, 4′, 5, 5′-六溴联苯醚 (BDE-153) 。该研究报道的PBDEs在人体中的含量与其他日本相关的报道结果相似, 但远低于PBDEs在美国人体中的含量。Calvosa等[10]以1, 1, 1, 2-四氟乙烷 (R134a) 为溶剂对房间灰尘进行了超临界萃取, 分析结果表明在其研究范围内有2, 4, 4′-三溴联苯醚 (BDE-28) 、BDE-209等8种PBDEs同系物被检测到。研究表明在1970~2001年间北美、欧洲和日本人体血液、母乳及组织中PBDEs的含量增加了100倍。目前PBDEs已经普遍存在于空气、土壤、污泥以及哺乳动物组织试样中, 分布范围几乎遍及全球且污染呈增长趋势[11,12]。
我国开展PBDEs研究的时间较晚, 起步较低, 但近几年来取得了显著进展[13,14,15]。邱孟德等[16]对广东佛山顺德典型电器工业区河涌沉积物的多溴联苯醚含量进行了空间和垂直分布研究, 结果表明在8个采样点沉积物试样中均检出PBDEs, PBDEs总含量为62~349 ng/g, 其中BDE-209含量最高, 平均占PBDEs总量的95%;在其所研究范围内, PBDEs在沉积物中的丰度随垂直深度的增加而增加, 在地面以下30~40 cm层面试样中的PBDEs含量为260 ng/g。周变红等[17]对2008年8月到2009年7月间西安城区大气中PBDEs的变化进行了研究, 实验结果表明西安大气中PBDEs (气相和颗粒相) 总质量浓度范围为21.38~161.86 pg/m3, 冬季污染最严重, 通过对人体暴露评估, 西安普通儿童和成年人对2, 2′, 4, 4′, 5-五溴联苯醚 (BDE-99) 总摄入量低于De Winter-Sorkina提出的最大允许摄入量。赵恒等[18]以上海某污水处理厂出水及其受纳河流为研究对象, 对19种PBDEs同系物的含量和分布进行了测定, 实验结果表明污水、河流水体及沉积物中PBDEs的总浓度分别为5 050 pg/L、1 310 pg/L和3.8ng/g, 其中BDE-209为主要成分, 生态风险评价结果表明该污水厂污水受纳河流中PBDEs导致的生态风险处于较低水平。韩善龙等[19]以北京郊区污水河河水、地下水及混合水源灌溉的3块农田表层土壤为研究对象, 测定了26种多氯联苯 (PCBs) 及14种PBDEs的浓度分布特征, 结果显示14种PBDEs总含量范围为1.81~14.40μg/kg, 其中BDE-209占PBDEs总量的94%以上, 污水河河水和地下水混合灌溉农田中PBDEs浓度大于地下水灌溉农田中的含量。梁淑轩等[20]对渤海湾脉红螺中PBDEs含量和种类进行了测定分析, 结果表明雄性脉红螺中PBDEs (BDE-28、BDE-47、BDE-99、2, 2′, 4, 4′, 6-五溴联苯醚 (BDE-100) 、BDE-153、2, 2′, 4, 4′, 5, 6′-六溴联苯醚 (BDE-154) 、BDE-209) 的含量 (1.74 ng/g) 高于雌性脉红螺 (1.38 ng/g) , 渤海湾脉红螺的消化腺可以作为PBDEs的生物指示物。李琦路等[21]通过采集了我国南海北部的32个大气试样, 并对其中PBDEs含量、组成特征、空间分布和主要来源进行了研究, 结果表明所测试样中7种PBDEs的总质量浓度为0.07~35.9 pg/m3, 其中BDE-47、BDE-99和BDE-100为主要成分;研究结果同时表明我国东南沿海, 特别是珠江三角洲, 以及台湾和菲律宾等地陆源污染物的外溢是导致南海北部大气PBDEs浓度较高的主要原因。总体而言, 初步结果表明我国环境中PBDEs含量还处于相对较低的水平。
2 PBDEs的测定方法
PBDEs在环境中的含量很低, 多为10-6甚至10-9级别, 如何精确测定环境中PBDEs的分布及含量是控制和消除环境中PBDEs的基础。国内外许多研究者在参考多氯联苯分析方法的基础上, 对PBDEs的仪器检测方法进行了研究和开发, 包括气相色谱-电子俘获检测器法 (GC-ECD) 、气相色谱-电感耦合等离子体发射光谱仪-质谱法 (GC-ICP-MS) 、高效液相色谱-质谱法 (HPLC-MS) 等测试方法, 但是主要应用为气相色谱-质谱联用法 (GC-MS) [22,23,24]。
王亚韡等[25]建立了PBDEs的同位素稀释-高分辨气相色谱-高分辨质谱-选择离子检测的分析方法, 并首次采用硝酸银硅胶实现了一次提取同时分析PCBs、二噁英和PBDEs 3种物质。苏冠勇等[26]采用柱前衍生化耦合气相-质谱-质谱法 (GC-MS-MS) , 建立了细胞培养液中13种PBDEs、8种甲氧基化多溴联苯醚和5种羟基化多溴联苯醚的分析方法。何迎春等[27]建立了饮用水中PBDEs固相萃取 (或固相微萃取) -气相色谱测定方法, 研究结果显示固相萃取-气相色谱法对BDE-47和BDE-99的检出限分别为8×10-2μg/L和9×10-2μg/L, 固相微萃取-气相色谱法对BDE-47和BDE-99的检出限分别为0.000 0μg/L和4.4×10-3μg/L。Grimalt等[28]采用GC-ECD等方法对人体静脉和脐带血浆中的多氯联苯 (PCBs) 和PBDEs等卤代有机污染物进行了联合分析, 对居住在氯碱厂附近地区儿童的73份静脉和40份脐带血浆试样用该方法测定, 测定结果表明依据污染物的不同, 该方法平行测定偏差为0.1%~14.0%。Kefeni等[29]研究了气相色谱仪参数对BDE-209测定的影响, 并在进样口温度290℃、色谱柱终温300~310℃等优化参数条件下分析了室内灰尘的污染物浓度, 结果表明宾馆、办公室和计算机房灰尘中的BDE-209平均含量分别为 (118±6.6) ng/g、 (103±11) ng/g和 (26±1.6) ng/g。Korytar等[30]合成了126种单一的PBDEs同系物, 溶解于丙酮中, 制备成质量浓度为50~200 ng/μL的标准溶液, 测定了126种PBDEs同系物分别在7种不同的毛细管气相色谱柱中的相对保留时间, 建立了126种PBDEs的保留时间数据库, 为其他研究者选择合适的色谱柱进一步详细深入研究PBDEs提供了便利。Wang等[31]采用定量结构-保留时间关系模型 (QSRRs) 预测了209种PBDEs同系物在气相色谱中的相对保留时间, 该研究首先应用Korytar等[30]报道的126种PBDEs在7种色谱柱中的保留时间实验数据建立了预测模型, 结果表明除固定相CP-sil 19柱外, 其余6种色谱柱上预测模型的相关系数都高于98.5%, 并应用该模型预测了剩余83种PBDEs同系物的相对保留时间。尽管PBDEs测定方法已经比较成熟, 但由于PBDEs同系物多达209个, 且性质比较接近, PBDEs的细化分析还需要进一步深入研究。
3 PBDEs处理方法
3.1 催化降解处理法
PBDEs的催化降解法是研究最多的方法之一, 其中以光催化降解的研究报道最多。由于PBDEs水溶性极差, 绝大多数光催化反应都在有机溶剂如四氢呋喃[32]、丙酮[33]、正己烷[34]、非离子表面活性剂溶液[35]等体系中进行。研究对象主要是BDE-209。Fang等[34]在正己烷溶剂中对环境中经常检测到的BDE-28等6个PBDEs同系物进行了光化学降解研究, 结果表明所有光降解反应遵循准一级反应, 检测到的主要光降解产物为低溴代的PBDEs, 没有发现PBDEs与溶剂形成的加成化合物。Rayne等[36]研究了2, 2′, 4, 4′, 5, 5′-六溴联苯醚 (BDE-153) 在水溶液和有机溶液中的光化学降解行为, 结果表明在320 nm波长照射、BDE-153浓度为1.3×10-9 mol/L的情况下, BDE-153的初级降解产物主要包括2, 4, 4′, 5, 5′-五溴联苯醚 (BDE-118) 、BDE-99和2, 2′, 4, 5, 5′-五溴联苯醚 (BDE-101) 。Sun等[37]对Ti O2光催化降解BDE-209的进一步研究表明PBDEs上邻位和间位的溴比对位的溴更容易脱除。关于光催化降解PBDEs的研究报道还有很多[38,39,40]。大量研究结果表明PBDEs降解反应遵循准一级反应, 主要是一个逐级脱溴过程, PBDEs中溴数目、溴取代位置及溶剂类型等对PBDEs降解有重要影响, 最终反应产物中仍然含有大量低溴代PBDEs[32,33,34,35,36]。研究结果同时表明低溴代PBDEs比高溴代PBDEs具有更高的毒性和生物累积性[32,37], 因而PBDEs的完全脱溴非常值得进一步深入研究。近年来也有学者采用零价铁对PBDEs进行还原脱溴[41,42]。Keum等[41]对BDE209等6个多溴联苯醚进行了零价铁还原降解研究, 结果表明所有研究的PBDEs都经历一个逐级脱溴的历程, 经过40 d反应后, 92%的BDE-209被转化为低溴代PBDEs。Li等[42]在水-丙酮体系中研究了树脂固定的纳米零价铁对BDE-209的还原行为, 结果表明BDE-209经历一个逐级脱溴的反应历程, 与BDE-209在光催化过程中的脱溴机理基本一致。Qiu等[43]采用中孔Si O2@Fe OOH@Fe催化剂对BDE-209进行了降解研究, 结果表明BDE-209的降解速率遵循准一级动力学方程, 在10次循环使用过程中, Si O2@Fe OOH@Fe显示了稳定的BDE-209降解活性。
除了关于PBDEs光催化降解和零价铁还原降解的研究外, 一些学者也采用其他的催化方法进行了PBDEs降解研究。如Zhao等[44]在120~170℃、0.5 MPa氧气压力下, 对BDE-209进行了湿法空气共氧化研究。Ahn等[45]采用四氢呋喃-水体系和邻苯二酚溶液, 研究了δ-Mn O2催化的BDE-209脱溴反应, 最高100%的BDE-209可以被转化为低溴代的PBDEs。
3.2 生物处理法
生物处理法是利用微生物如土壤微生物[46]等对PBDEs进行还原脱溴处理。Tokarz等[47]利用一个仿生系统研究了人工混合的厌氧沉淀物中BDE-209、BDE-99和BDE-47的还原脱溴行为, 结果表明在仿生系统中BDE-209的还原脱溴速率远远快于BDE-47的脱溴速率, 随着BDE-209的脱溴, 系统中一溴、六溴、七溴和八溴PBDEs同系物增加, 产物中出现了9个新的PBDEs同系物, 其中以对位取代的PBDEs居多。Vonderheide等[48]利用土壤微生物对四~六溴, 其中以五溴为主要成分的商品PBDEs混合物进行了降解处理, 时间为70 d, 结果表明从受PBDEs污染土壤中得到的混合细菌可以利用PBDEs作为唯一的碳源, 进而达到降解PBDEs的目的。Gerecke等[49]报道在厌氧污泥环境下恒温处理238 d, 30%的BDE-209可以转化为八溴和九溴联苯醚。Harrad等[50]采用复合的生物无机催化剂 (Bio-Pd0) 对BDE-47和多氯联苯 (PCB-28、PCB-118) 进行了脱卤反应, 结果表明经过24 h后有10%的BDE-47被转化为低溴代的PBDEs, 主要产物为3, 5-二溴联苯醚和2, 2′-二溴联苯醚。大量研究表明微生物可以有效将PBDEs还原为低溴代产物, 但是生物处理的主要不足之处是需要时间较长。开发培养快速高效、选择性高的生物处理剂是生物降解技术的研究重点。
3.3 热处理法
对于释放到环境中的低含量 (小于10-6级) PBDEs, 上述处理方法显示了良好的效果。然而在大量的电子塑料、电路板等废弃物中, 溴的质量分数通常在6%~8%[51], 有的甚至可高达20%~25%[52], 这样高浓度的PBDEs显然难以用光化学或者生物降解方法处理。
热处理 (热解和燃烧) 方法作为一种常用的处理废弃物质的方法已应用到含溴废物的处理上。该法优点是不需要先将PBDEs溶解在有机溶剂中, 不存在溶剂回收及分离问题, 而且适合大规模废弃物减量化处理。Barontini等[52]对含四溴双酚A的电路板进行热降解, 研究表明溴主要以HBr的形式进入到气相产物中, 在氧气气氛下检测到二苯并二噁英 (PBDDs) 和多溴代二苯并呋喃 (PBDFs) 的生成, 说明电路板的燃烧过程会产生高危害的溴代有机化合物。Nose等[53]采用水热处理方法对BDE-209降解进行了研究, 结果表明在温度为300 oC时处理10 min, 99%的BDE-209被降解, 但降解不完全, 主要产物为五溴代以上的高溴代PBDEs, 在反应的初始阶段观察到有高危害PBDDs和PBDFs生成, 但含量很低。陈烈强等[54]对含BDE-209废旧电子塑料的热处理研究表明在280℃条件下, 83%的BDE-209可以被去除。目前世界上大约六分之一的电子塑料垃圾都是在我国处理, 其中主要采取焚烧方法, 而高温环境下则容易产生微量毒性更大的PBDDs和PBDFs, 这是制约燃烧技术应用的主要因素之一[55,56]。通过对含PBDEs废物的热处理过程进行深入研究, 获得PBDEs的热解规律和PBDDs和PBDFs的产生机理, 寻找PBDEs热解的最佳“窗口”, 可为电子垃圾焚烧处理过程中溴代阻燃剂的变化行为和污染物释放控制研究提供参考。
4 展望
降解分析 篇8
在工业过程的不同阶段会产生各种不同组成和质量的废物, 特别是当局制定了严格的环境污染控制标准后, 这些废物的处理变得越来越困难。随着传统能源资源的快速消耗, 从废物中获得替代性, 尤其是可再生能源的需求对于可持续发展变得越来越重要。制革生产过程中产生了大量的固体和液体废弃物。在印度, 制革厂每天有800 t固废和5千万升废水产生。据观察产生的废物中有60%～65%主要是有机物, 它们在自然环境中容易腐烂。
发展从废物中有效获得能源的技术和/或工艺极其重要。厌氧消解被认为是一种将有机资源从废物中分离出来的最好方法之一。厌氧消解技术能以天然气的形式确保获得能源, 而天然气相对于其它传统固体或液体燃料是一种清洁性燃料。迄今为止, 在大量的生物处理方法实验中厌氧消解明显具有若干优势, 如低能耗、低污泥产率、低营养需求, 并能在相对较短水力停留时间下具有高的有机负荷率。
2 规模
以考查制革工业产生固废的合适管理技术为目的, 利用实验台式反应器 (血清瓶) 研究厌氧消解过程。采用制革准备工段灰皮去肉得到的动物组织废弃物和从制革污水处理厂获得的初沉污泥进行间歇试验研究。厌氧消解在中温环境下进行。间歇性反应器在不同初始挥发性固体浓度下培养8周, 进而测定挥发性固体浓度对沼气产量的影响。
3 工艺参数
一些常用的厌氧过程参数包括pH、化学需氧量 (COD) 减少量、挥发性固体 (VS) 减少量、挥发性脂肪酸 (VFA) 浓度、产气量和气体成分。关于未驯化初沉生活污泥的动力学研究已报道了酸化过程对基质COD降解的效用。上述的大部分指标已被报道可以适合测定有机负载率对于有机基质生物转化的影响, 因此, 这些参数在本研究中被选用作为评估基质分解的指标。
4 实验
4.1 实验装置
采用一个简单的产甲烷活性测定步骤。应用于该间歇实验的灰皮去肉废物、初沉污泥和接种物的组成如下表1所述。
包含有混合废物的已知量的底物被接入血清瓶 (有效体积70、90、110和130 m L) 中。适量的废物被混合添加到血清瓶中, 使所有反应器中初始VS负载分布于1.5～3.5 g范围, 如表2所示。
由于底物来源于动物组织中, 因此不需要另外添加营养源以提高测试期间生物量的生长。用排水法在3～5 d适应期后每24 h测定总产气量。每次测定产气量后, 手动混合血清瓶中的物质。记录每天产气量。整个测试在 (30±3) ℃恒温下进行8周。
4.2 底物的制备
作为底物的灰皮去肉废物用绞肉机研磨成直径小于6 mm, 按1∶1 (基于w/w) 比例作为稀释剂添加来自制革污水处理厂的初沉污泥, 使浸灰去肉废物悬浮于液体中, 并达到作为营养底物所需的理想的流动性水平。初沉污泥也作为厌氧消化过程中所需的各种微生物菌源。
4.3 接种物
选择含有所有必须微生物 (水解, 发酵, 产乙酸和产甲烷细菌菌群) 的初级消解材料作为本研究的接种物。该接种物在实验室中用等量的牛粪、灰皮去肉废物和初沉污泥合成。在产气停止后, 利用已知质量的乙酸钠作为产气底物测试初级消解物质的活性, 然后利用消解残留物作为本研究的接种物。
5 分析
总固体 (TS) , 挥发性固体 (VS) 和挥发性脂肪酸 (VFA) 根据水和废水检验标准方法 (APHA 1998) 所建议的步骤进行测定。8周内定期检测实验瓶的上述指标。利用排水法检测每天反应器的产气量。从瓶中排除的水量等于测试温度和气压下实验期间产生的气体体积。利用碱洗涤法测定存在于气体中的总甲烷含量, 使用无菌注射器将已知质量气体注入含有强氢氧化钾溶液的排液体系中, 沼气混合物中的甲烷含量由碱液排除体积除以注入沼气的已知量所确定。
5.1 显微镜检验
采用样品制备、观察和摄像存档的标准程序进行光学显微镜研究 (相差显微镜和落射荧光显微镜) 。利用改进的纽鲍尔计数池测定总细胞含量。
5.2 实验的程序和取样日程
确定对应固体和液体废物的质量测定的底物组成后, 添加的每种挥发性有机负荷到8个瓶中。每周结束, 分析每个VS负载瓶和对应对照实验瓶中的各种参数。由此, 构造对应三种不同有机负载的测试组反应器和对应对照组 (预消解样本) 的反应器。
6 结果和讨论
6.1 显微镜观察
图1是用于接种的预消解样品的落射荧光显微镜图像。本研究显示了使用荧光探针确定产甲烷古菌的显微图像。使用纽鲍尔池测定初级消解样品中的总甲烷菌生物量。同样的样本被接种于严格厌氧环境下的单一产甲烷基质中, 并对产甲烷菌菌落进行计数。发现样品中平均含有2.1×109ce LLs/m L的生物量。该计数说明, 预消解样品中的活性产甲烷菌生物量对于间歇试验研究是充足的。
6.2 产气量
在不同有机负载制革固废和初沉污泥下每个试验反应器中的累计产气量如图2所示。试验反应器R1 (VS浓度为17.2 g/L) 在实验期间的第八周结束时累计产气量为641m L, 并在第32 d观察到一个产气量峰值 (34 m L) 。在第八周中气体的产生几乎停止。
试验反应器R2 (VS浓度为21.2 g/L) 的累计产气量为1484m L, 并在第35 d观察到产气量峰值 (133 m L) , 同时测试反应器R3 (VS浓度为26.7g/L) 的累计产气量为1860 m L, 并在第46天观察到一个产气量峰值 (150 m L) 。随着初始VS浓度的增加, 观察到产气高峰期有一个逐步转变。
图3～5分别显示了三个反应器R1、R2和R3中VS降解和累计产气量的变化。就添加的挥发性固体而言, 比产气量分布在0.419～0.6 35 L/g VSin之间。
试验反应器中产生的沼气中甲烷的含量如表3所示。比产气量和所获得的沼气组成与以前文献报道的趋势相一致。图6和图7分别显示了反应器R1中观察到的随时间的产气量对数点和的日产气量。
6.3 间歇式反应器中VS的降解
在固废厌氧消解过程中, 沼气的产生更特定的与沼气池中可生物降解部分VS的减少有关。VS减少和累计气体产量随时间的变化如图3、图4和图5所示。表4中显示了对照和实验组反应器中初始和最终pH和VS浓度值以及VS的减少量。在试验反应器中观察到的VS减少量在41%～52%范围内。该值与关于各种基质中VS减少量的文献报道相一致。
VS降解的值表示在反应器R2和R3中, 较高的初始VS浓度影响厌氧消解过程, 这些反应器的VS降解较试验反应器R1小, 分别为44.33%和41.20%, 而R1降解达到51.97%。
6.4 间歇式反应器中挥发性脂肪酸的产量
在每个试验反应器中的总VFA浓度见表5。所有的反应器中, 在第二检测期间观察到最大VFA浓度, 这表征了在此期间有机酸产菌具有明显活性。每个反应器中VFA随时间的变化如图8所示。可观察到, 实验结束后反应器中的挥发性酸浓度在1440～1800 mg/L范围之间。第二周检测器后, VFA浓度的减少同时产气量的增加证明了该反应系统中在第二和第三周实验期间产甲烷菌活性的开始 (图9～11) 。
6.5 混合底物的生物降解性
混合底物中难降解部分是基质可生物降解程度的一个标志。初始VS的部分物质当污泥停留时间 (SRT) 接近无穷大时继续存在于沼气池中。通过 (S/S0) 和 (S0HRT-1) 绘图的截距确定难降解部分, 其中S=底物浓度 (g/L) , S0=初始VS浓度 (g/L) , HRT=水力停留时间 (d) 。通过截距确定混合基质的可生物降解性。进水挥发性固体浓度在34%～43%之间 (表6) 。
生物降解性系数表征了沼气池中挥发性固体的主要部分中存在难挥发性物质。这证明了表6中实验确定的VS降解率在41%～52%是合理的。因此, 检测基质中VS可生物降解量对于更好运行控制该过程是必须的 (图12～14) 。
6.7 动力学分析
厌氧消解过程通常由一阶动力学模型描述, 该模型基于如下两个因素:
(1) 底物转化为沼气的速率与底物浓度成正比;
(2) 产气量的体积与底物降解量成比列。
相关动力学公式如下:
其中S是最终底物浓度 (g/L) ;S0是初始底物浓度 (g/L) ;k是速率常数 (d-1) ;t是时间 (days) ;G是累计产气量 (L) ;V是反应器体积 (L) ;C是产率常数 (L/g) 。
对于间歇式反应器, 结合上式得到残留在沼气池中的底物 (1)
其中t0是滞后时间 (d) 。
该模型描述了一个在较长保留时间下典型的反应器行为。将式3的S代入式2, 可按下式预测累计产气量:
求自然对数重新排列如下
已知产率常数 (C) , Ln (-G/ (CVS0) ) 随时间变化的图给出了-kt的斜率和kt0的截距, 从中可计算出速率常数和滞后时间。表7给出了不同初始VS浓度下的产率常数、速率常数和滞后时间。观察到的最大产气量出现时间与用式5计算出的时间相似。对于反应器R1数据的图形分析如图10和图11所示。
7 结论
在实验室水平反应器中进行的该研究目的在于开发一个从废物中回收生物能源, 并能安全处理废物的适当技术。本研究表明, 含有显著质量挥发性固体的去肉废物和初沉污泥适应于生物降解作用。
以VS降解量、产气量和甲烷含量为指标评估了制革废物的厌氧共消解能力。根据实验数据得出以下结论来支持所选用的固废具有生物产甲烷潜力和过程的底物的动力学特征。
采用的接种物适用于本研究中的底物, 接种物中存在的充足的活性生物量使反应器的启动容易完成。已经证实, 基于VS降解率和就添加VS质量而言的比产气量, 去肉废物和初沉污泥适应于厌氧处理, 并且采集的沼气具有较高含量的甲烷。初始VS浓度为17.2、21.2和26.7 g/L下运行的间歇式反应器, 对应的就添加挥发性固体而言的比产气量分别为0.419、0.635和0.535L/g VSin。而VS降解率分别为51.97、44.33和41.19%。沼气中甲烷含量在71%～77%之间。
t0是由式5预测的滞后时间, t0*是实验研究中观察到的滞后时间
最初2周的最大VFA产量表明, 接种物中的有机酸产菌具有充足的活性。在随后几周VFA的快速消耗证明了存在于反应器中的产甲烷菌的充足产甲烷活性。
数据的动力学分析揭示了, 一阶动力学模型足以用于描述动物组织和初沉污泥的厌氧共消解过程。混合底物中的难降解部分越大, 沼气开始产生的滞后时间越长。由式5得到的不同初始VS浓度下的滞后时间范围与实验观察到的最大产气量出现时期相一致。
降解分析 篇9
1 实验部分
1.1 仪器与试剂
日立L-2000高效液相色谱仪 (日本) , 质谱仪 (LTQ Orbitrap, 美国热电) , YM-GHX-V光化学反应仪 (上海豫明仪器有限公司) , 500W氙灯灯管, TOC-VCPH总有机碳分析仪;三氯生与腐殖酸钠盐 (购自Sigma公司, 分析纯) , 乙腈 (色谱纯) , 甲醇 (色谱纯) , Milli-Q超纯水。
1.2 液质联用分析光解产物
在石英反应管中加入三氯生、腐殖酸、超纯水及搅拌磁子, 配制成30m L的反应溶液, 其中三氯生的浓度为5 mg/L, 腐殖酸浓度为1 mg/L, 调节溶液的p H=7。将反应管放入光反应器, 25℃下光照15 h。先用8m L的甲醇, 之后用8m L纯水冲洗和平衡Oasis TM HLB (200mg) 固相萃取小柱, 然后取30m L光照后的溶液, 以0.5m L/min的速率上样。上样结束后用5m L纯水冲洗, 以0.5m L的速率冲洗柱子, 最后, 用4m L甲醇以0.3m L/min冲洗柱子两次, 接收这两次的洗涤液, 用氮气吹洗涤液表面, 使其浓缩至1.5m L左右, 待测。
LC-MS检测条件:色谱柱为SUNFIRE RP-C18柱 (2.1×150mm, 3.5μm) , 流动相为甲醇:水 (起始体积比为85:15 (含有0.4%的甲酸) , 20min后为100%甲醇, 流速为0.3m L/min;检测波长为280nm, 柱温为35℃。质谱条件:电喷雾电离离子源, 负离子模式检测, 离子收集范围50~900 (质荷比m/z) , 毛细管电压3.78k V, 取样锥孔电压为32k V, 气化温度250℃, 氮气 (N2) 流速为4.1L/h。
2 结果与讨论
采用LC-MS对三氯生的光降解产物进行了分析, 总离子质谱图分别如图1所示, 通过对质谱图的分析, 初步判断各反应条件下三氯生的光降解产物结构, 如表1所示。
由表1可知, 三氯生在光降解过程中主要发生醚键断裂形成氯酚和二氯酚、脱氯生成4, 4’-二氯-2-羟基二苯醚以及光聚合形成二聚体。
3 结语
本文采用液质联用的分析方法得出三氯生在光降解过程中主要发生醚键断裂形成氯酚、脱氯生成4, 4’-二氯-2-羟基二苯醚以及光聚合形成二聚体。研究结果对揭示天然水体中的三氯生的环境转化途径以及评价其生态与健康风险提供了一定的理论依据。
摘要：三氯生在水环境中可能会发生以光降解为主的环境转化, 其产物可能具有一定的生态与健康风险。本文通过液质联用的分析手段分析了三氯生在模拟天然水体中光降解的产物, 发现其经自然光照后主要发生醚键断裂形成氯酚、脱氯生成4, 4’-二氯-2-羟基二苯醚以及光聚合形成二聚体。研究的结果对揭示天然水体中的三氯生的环境转化途径以及评价其生态与健康风险提供了一定的理论依据。
关键词：三氯生,光降解,腐殖酸
参考文献
[1]Schweizer HP.Triclosan:A widely used biocide and its link to antibiotics[J].FEMS Microbiol Lett, 2001, 202 (1) :1-7.
[2]Bedoux G, °Roig B, Thomas O, °et al.Occurrence and toxicity of antimicrobial triclosan and by-products in the environment[J].Environ Sci Pollut Res Int·2012, 19 (4) :1044-1065.
[3]徐海丽, 林毅, 孙倩, 等.三氯生的生态效应及其在环境中的迁移转化[J].生态毒理学报, 2012, 3 (7) :225-233.
降解分析 篇10
关键词：炼油污水,生物降解,菌种,化学需氧量(COD),石油类化合物,去除率,曝气
炼油污水是一种集悬浮油、乳化油、溶解有机物及盐于一体的多相体系[1,1],通常采用物理、化学和生物法处理。其中生物法因具有处理成本低、操作简单、石油类污染物降解效果好等特点而得到广泛关注[2,3,2,3]。但炼油污水属高浓度难降解有机废水,石油类物质含量高且成分复杂,水温和矿化度高,可生化性差,因此采用一般的微生物或生物处理方法难以达到处理目的[4,5,4,5]。
为适应建设资源节约型和环境保护型社会的需要,排放水质标准也相应提高,并要求努力实现污水回用,这促使生物强化技术得到发展。本工作采用直接投加菌种的静态间歇生物强化方式,对上海石化股份有限公司(以下简称上海石化)炼油污水直接进行生物降解处理,取得了较好的效果,从而开辟了一条处理炼油污水的新途径。
1 实验部分
1.1 污水与菌种
实验污水采用上海石化未经任何处理的炼油污水(以下简称污水),其水质情况列于表1。所用菌种 SEPZ 为略带淡黄色的透明液体,其密度略小于水,溶于水,无环境二次污染问题。
1.2 实验方法及装置
利用 SEPZ 菌作为特定功能微生物,将其直接投加到待处理的污水中,适当曝气进行生物强化,选择性地分解污水中的石油类化合物。实验装置如图1所示,生物反应器的有效反应体积为 1 L。
1—反应器;2—曝气装置;3—加热器;4—温度控制器;5—空气压缩机
1.3 实验原理
微生物(SEPZ 菌)利用污水中存在的有机污染物作为营养源进行好氧代谢,使得这些高能位的有机物质经过一系列生化反应逐级释放能量,最终以低能位的无机物质稳定下来,达到无害化要求,以便返回自然环境或进行进一步的处理。废水好氧生物处理过程可以表示为:
1.4 分析方法
COD 采用重铬酸钾法按 GB 11914—89测定。pH 值采用上海虹益仪器仪表有限公司生产的 ZD-2 型pH 计按 GB 6920—86测定。石油类化合物的含量采用上海亚研电子科技有限公司生产的 UV 1900 PPC 型紫外-可见分光光度计测定,具体方法如下:用经脱芳烃并重新蒸馏过的 30～60℃的石油醚,从待测水样中萃取油品,再经无水硫酸钠脱水后过滤;将滤液先置于 (65±5)℃ 水浴中蒸出石油醚,然后置于 (65±5)℃ 恒温箱内除去残留的石油醚,即得标准油品;准确称取标准油,用脱芳烃石油醚配制成质量浓度为0,8,16,32,48,64,80mg/L 的溶液,测定其在 254nm处的吸光度,绘制标准曲线;最后将炼油污水用石油醚萃取,再测定其在 254nm处的吸光度,参比绘制出的标准曲线,得到石油类化合物的含量。
2 结果与讨论
2.1 菌种浓度对污水降解效果的影响
在其他实验条件相同的情况下,分别控制污水中菌种浓度(菌种体积/污水体积,下同)为 100,500,1 000,2 000μL/L,考察菌种浓度对污水降解效果的影响,结果见表 2 和图 2。
注:生物降解 48h。
菌种浓度:○—100μL/L;●—500μL/L;△—1 000μL/L;▲—2 000μL/L
由表 2 可见,随着菌种浓度的增加,污水 COD 的去除率先增加后降低;在菌种浓度为 500μL/L 时,COD 的去除率最高,为 69.8%。
由图 2 可见,在不同的菌种浓度下,污水中石油类化合物的含量随着降解时间的延长而降低;当菌种浓度为 500μL/L 时,24h 内污水中石油类化合物的降解速度比其他 3 个浓度下的降解速度均快,且 72h 后石油类化合物的质量浓度也最低,为 5.45mg/L,其去除率为 91.7%。可见,并不是菌种浓度越高去除效果就越好,当投菌量达到一定值后,即可以满足污水中石油类化合物降解的要求。因此,应用生物强化技术处理炼油污水时,选择合适的菌种浓度是非常重要的[6],投菌量过多不但不会改善处理效果反而会增加成本。本实验选定适宜的菌种浓度为 500μL/L。
2.2 曝气方式对污水降解效果的影响
控制菌种浓度为 500μL/L,在其他工艺条件相同的情况下,分别按照加菌不曝气、每天曝气 8h、连续曝气的实验方式,对污水进行直接投加菌种的生物强化实验,考察曝气方式对污水降解效果的影响。结果表明,生物降解 48h,上述 3 种曝气方式所对应污水中 COD 的去除率分别为 47.2%,53.0%,67.9%。另外,生物降解 72h,3 种曝气方式下对应污水中石油类化合物的质量浓度从处理前的 65.69mg/L 分别降解到 31.10,17.10,7.75mg/L,降解率分别为52.7%,74.0%,88.2%。可见采用连续曝气方式有利于污水中石油类化合物的去除。这是因为在自然条件下,单纯利用空气和水中的溶解氧并不能满足菌种降解的要求,降解时间比较长、效果也不明显,而延长曝气时间有利于石油类化合物的降解,这也证实了相关文献[7,8]中提到的石油类化合物降解过程中溶解氧的重要性。所以,采用连续曝气方式是实验室菌降解炼油污水的最佳选择。
2.3 降解温度对污水降解效果的影响
控制菌种浓度为 500μL/L、采取连续曝气方式,分别保持水温为10,20,30,40℃,对炼油污水进行直接投加菌种的生物强化实验。在其他工艺条件相同的情况下,考察了降解温度对污水降解效果的影响,结果见表 3 和图 3。
注:生物降解 24h。
降解温度:○—10℃;●—20℃;△—30℃;▲—40℃
由表 3 可见,随着降解温度的升高,污水中 COD 的去除率先增加后降低;20℃ 时污水中 COD 的去除率最大,为 68.4%。
由图 3 可见,随着降解时间的延长,不同降解温度下污水中石油类化合物的含量都逐步降低;20℃时,石油类化合物的质量浓度在 24h内就从 65.69mg/L 降低到 8.34mg/L,去除率达到 87.3%,明显高于其他 3 个降解温度下的去除率。这主要是因为温度影响污水体系中石油类化合物的分散程度及其溶解度;适宜的温度使氧和营养物更易被微生物获得,从而促进微生物对石油类化合物的降解[9]。可见,本实验适宜的降解温度为 20℃。
2.4 初始 COD 的影响
将污水与自来水按照体积比分别为 3∶1,1∶1,1∶3 稀释,调节COD初始值相应为 920.3,406.7,233.7mg/L。控制菌种浓度为 500μL/L、连续曝气、保持水温 20℃,进行直接投加菌种的生物强化实验,考察初始 COD 对污水降解效果的影响,结果(经过 48h 的生物降解,见图 4)表明,初始 COD 在 400～1 330mg/L时,COD 的去除率为 45%～70%;初始 COD 小于 300mg/L 时,COD 的去除率低于 30%。对于石油类化合物的去除,初始 COD 在 400～1330mg/L时,其去除率为60%～90%;初始 COD 小于 300mg/L 时,石油类化合物的去除率低于 50%。可见,初始 COD 在 400～1330mg/L 时,菌种对污水中 COD 和石油类化合物的去除都很明显;而初始 COD 低于 300mg/L 时,污水降解效果不显著。这一现象可能是由于污水中初始 COD 过低时,菌种可以利用的营养物质不多,无法满足生长的需求,从而导致降解效果不佳。本实验控制污水初始 COD 约为 1000mg/L,以满足菌种利用其进行生物降解的需求。
2.5 优化条件下的降解效果
选取菌种浓度 500μL/L、连续曝气、20℃、调节初始 COD 1034.5mg/L、石油类化合物质量浓度 51.58mg/L 为优化条件,对污水进行生物降解,结果列于表 4。
由表 4 可见,随着降解时间的延长,污水中的 COD 逐渐降低,48h后其去除率为 71.6%;石油类化合物含量也逐渐降低,48h 后其去除率达到93.6%。这表明 SEPZ 菌对污水具有很好的降解作用。另外,有关文献报道[4,10,11,12,13,14,4],在摇床培养的降解条件下,其他的石油类化合物降解菌对炼油污水的降解时间一般为 72～240h,而 SEPZ 菌在 48 h 内就可以达到比较好的降解效果。可见 SEPZ 菌具有快速高效降解炼油污水的能力。
3 结论
a. 利用 SEPZ 菌种采用生物强化方式,对炼油污水直接进行生物降解。在菌种浓度 500μL/L、连续曝气、20℃ 的优化条件下降解 48h,污水 COD 从 1034.5mg/L 降到 293.3mg/L,去除率为 71.6%;石油类化合物质量浓度从51.58mg/L 降到 3.31mg/L,去除率为 93.6%。