降解方法范文（精选12篇）
降解方法 第1篇
中华人民共和国国家标准《居室空气中甲醛的卫生标准》规定:关闭门窗1 h后,居室空气中甲醛的最高允许浓度为0.08 mg/m3,如达到0.1～2.0 mg,50%的正常人能闻到臭气;达到2.0～5.0 mg,眼睛、气管将受到强烈刺激,出现打喷嚏、咳嗽等症状;达到10 mg以上,将会出现呼吸困难症状;达到50 mg以上,会引发肺炎等危重疾病,甚至导致死亡。
本文介绍了室内甲醛的降解方法的研究进展及趋势:一是从现有各消除方法中筛选出符合新要求的成分,继而研制出复合型甲醛消除剂;二是新材料的应用,如天然提取物以及利用二氧化钛的光催化消除剂,这些新材料的研究处于不断完善中,但有着广阔的应用前景。
1 甲醛消除方法的现状
1.1 机械法
此法是一种比较简单的方法,是通过加大室内空气的流通,降低室内空气中甲醛的含量,从而减少有害物质对人体的危害。如Nicolas L.Gilberta,Mireille Guay发现当室内新风量达到0.36 m3·h-1以上,室内甲醛的有效分解率才能低于标准要求,但在冬天,人们常常紧闭门窗,室内外空气不能流通,使得室内空气中甲醛的含量逐渐增加[4]。
1.2 物理吸附法
N.S.Pereira设计了一种可以使甲醛速率降解的仪器,以活性炭作为吸附剂,降解效率可以达到99%[5];根据Sae-ung和Boonamnuayvitaya的发明,利用氨基键合的SiO2作为吸附剂,对甲醛有很好的吸附作用[6]。J.Van Durme,J.Dewulf,W.Sysmans利用低温等离子体能有效去除室内空气中的甲醛,可以达到很好的吸附效果[7]。
1.3 化学降解法
甲醛化学清除剂可分为以下3类:第一类是能氧化甲醛的氧化剂,如过硼酸钠、次氯酸、过氧化氢等;第二类是氨的衍生物,如尿素、氨基尿等;第三类是具有次甲基活泼氢的化合物,如丙二酸二甲酯、乙酰乙酸甲酯等。
周纯良、吴传业等人研究用甲醛消除灵(主成分为氧化剂)能有效消除木质装饰材料和室内空气中的甲醛,有效清除率分别达90.96%和96.69%[8]。
总之,目前研究较多的是适用氨基树脂的消醛剂(如脲醛树脂、三聚氰胺树脂),因此此类消醛剂应具有和氨基树脂相似的基团,如氨基。但消醛剂属于上述第二类的氨衍生物。甲醛能与氨的衍生物,如羟胺、肼、苯肼、2,4-二硝基苯肼以及氨基脲等反应,分别生成肟、腙、苯胺、2,4-二硝基苯胺及缩氨基脲。甲醛和肼的反应也可以用于消除氨基树脂中的游离甲醛,但是由于肼的分子量小,易挥发,毒性较大,不适宜作消醛剂。
刘文栋在常压高温下,用尿素和乙二胺一起加热放出氨气环化定量合成乙撑基脲,并进行对比实验,探讨反应合成过程中水的重要性,继而采用传统经典的乙酰丙酮分光光度法就其消醛效果进行了检测,结果发现该溶液在较低的浓度下便表现出较好的消醛效果[9]。
井学伟等研制的甲醛清除触媒由吸附剂、催化剂、主反应剂、渗透剂和溶剂水等组成。喷涂在人造板表面的甲醛清除触媒渗透到人造板内部,直接与板材中的游离甲醛发生化学反应;吸附剂吸附周围空气中的游离甲醛,在催化剂的作用下主反应剂与甲醛发生化学反应,生成稳定的化合物,喷涂甲醛清除触媒的高密度纤维板,其胶合性能和其他指标没有明显的变化[10]。
段惠敏、郭光美等研制了液体喷洒型甲醛消除剂消除甲醛迅速且效果好,对甲醛消除率在90%左右,而固体消除剂对甲醛消除率在70%左右[11]。液体喷洒型具有生产工艺简单,使用方便,消除甲醛效果显著等特点。它可用来快速消除甲醛,而固体型可用来持续消除甲醛,将二者在室内联合使用,将达到良好消除甲醛的效果。
2 甲醛消除方法的发展趋势
2.1 天然提取物
陈为健、李政等研制了一种无毒的以咪唑衍生物与茶叶提取物复配的反应型甲醛消除剂,在室温下和甲醛生成聚合物,直接用于人造板中游离甲醛的消除,试验结果表明,在常温条件下,可以快速、有效地消除装修材料中的游离甲醛,除醛率达到98%以上[12]。
王雨群等从植物提取活性成分,并在水溶性高分子化合物上接枝甲醛去除因子,配制成WS系列人造板材游离甲醛清除剂,经试验甲醛去除效果显著。甲醛清除剂由成膜材料、甲醛反应剂、无机络合离子反应助剂、甲醛捕集增强剂、高效渗透剂组成,并经研究筛选出了各组分之间优化的配比[13]。
谢洪柱等从苦木、吴茱萸、青黛、鱼腥草、决明子等几味中草药中提取能消除甲醛的活性物质,生物碱的提取采用95%乙醇冷凝回流法,挥发油的提取采用水蒸气蒸馏法,最终制得的中草药消醛剂[14]。经过多次试验对其消除室内空气中的甲醛进行性能检测,该溶剂可有效地消除室内空气中的甲醛,消除率高达93.86%。
2.2 光催化剂
光催化技术降解污染物是近些年得到广泛应用的环境治理技术。通常采用的光催化剂有ZnO,WO3,CdS,ZnS,SrTiO3,Fe2O3和二氧化钛(TiO2)其中,TiO2光催化技术近年来得到巨大发展,TiO2对多种有机物有明显的降解效果。
光催化净化是基于光催化剂在紫外线照射下具有的氧化还原能力而净化污染物的方法,只有当激发态分子的能量足够使分子内最弱的化学键断裂时,才能引起化学反应。由于一般化学键的键能大于167.4 kJ/mol,所以只有波长的光量子才能引起光化学反应。研究表明,甲醛分子(HCHO)吸收250～370 nm的光后,有可能按两种途径进行光化学反应而被降解:一种途径解离产生自由基,另一种经过分子内部产生稳定分子。QI Hong,SUN Dezhi,CHI Guo-qing研究发现TiO2、臭氧和紫外线三者联合作用比单纯用TiO2和紫外线的去醛率要高[15]。
TiO2的带隙能为3.0～3.2 eV,相当于波长为387.5 nm光子的能量。在水和空气体系中,当能量超过其禁带宽度的光照射TiO2表面时,处于价带的电子会被激发到导带上,分别在价带和导带上产生高活性自由移动的光生电子(e-)和空穴(+)。
纳米级分散的TiO2光激发产生的电子、空穴可迅速从内部迁移到表面,空穴具有强氧化性,可将TiO2表面的羟基(OH-)和水(H2O)氧化为羟基自由基(·OH);而导带电子具有强还原性,被TiO2表面的溶解氧俘获而形成超氧阴离子自由基(O2·),部分O2·可通过链式反应继续生成(·OH)。生成的O2·和·OH具有很强的氧化性,可攻击污染物的不饱和键,或抽取氢原子产生新自由基,激发链式反应。
此后,许多研究者对光催化研发的进一步深入,其应用也得到广泛拓展,如翟增运、李纯海等研究以纳米二氧化钛为主体原料制成的空气净化喷雾剂降解甲醛的效果,选取20对房间随机分成2组,一组用纳米二氧化钛空气净化喷雾剂治理,另一组作对照,24 h后同时测定2组房间内的甲醛浓度。结果发现纳米二氧化钛空气净化喷雾剂对甲醛有显著的降解效果[16]。
于慧俐等发现将纳米半导体TiO2覆膜于普通滤料上,作为PCO的材料消除挥发性有机化合物以提高室内空气质量,应用于空气净化装置可以消除对人体健康有害的VOCs及其他的有机物[17]。
Somjate Photong等利用3-氨基丙基三甲氧基硅烷和SiO2/TiO2混合作为光催化降解剂,研究了混合比例,发现比单纯用TiO2作降解剂效率要高[18]。
3 结束语
降解方法 第2篇
两种不同驯化方法对微生物降解特性的影响
摘要：利用逐级驯化和一次大剂量驯化两种方法对土壤微生物进行驯化处理,研究土壤微生物在驯化前后埘模拟洗衣粉废水中直链十二烷基苯磺酸钠(简称LAS)降解率的影响.结果表明,用这两种方法驯化处理土壤微生物对LAS的去除率均比未经驯化处理前去除率有所提高,而逐级加大剂量法驯化处理效果比一次加大计量法处理效果更佳.作 者：向丽君 贾云 刘火安 XIANG Li-jun JIA Yun LIU Huo-an 作者单位：重庆科技学院,重庆,401331 期 刊：重庆科技学院学报(自然科学版) Journal：JOURNAL OF CHONGQING UNIVERSITY OF SCIENCE AND TECHNOLOGY(NATURAL SCIENCES EDITION) 年，卷(期)：2010, 12(4) 分类号：X783 关键词：土壤微生物 驯化 废水 降解
降解方法 第3篇
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。
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加脂剂生物降解性评价方法 第4篇
生物降解是指由于生物的作用,把污染物大分子转化为小分子,实现污染物的分解或降解。而生物中由微生物所起的降解作用最大,所以又称为微生物降解,是有机化合物在生态系统中迁移的主要机制[3,4]。按照降解程度的不同,生物降解分为使物质丧失其特性的初级生物降解和使物质对环境的不良性质消失的环境可接受的生物降解,以及物质被分解成CO2 和H2O等无机成分或参与微生物代谢活动的物质的最终生物降解。
1 有机化合物好氧生物降解评价方法
有关有机化合物在有氧条件下的最终生物降解的研究,一般认为按(1)式进行:
测试物质undefined生物量 (1)
因此有机物好氧生物降解性可用有机物的去除率、耗氧量、最终产物量和微生物量及其活性变化等来评价。一般分为综合指标和特性指标两类,前者指通过测定化学耗氧量(COD)、溶解性有机碳(DOC)、生化耗氧量(BOD)、总有机碳(TOC)、BOD/COD、BOD/TOC等指标来评价有机物的生物降解程度,后者指通过测定有机化合物浓度的减少或降解产物的增加来评价有机物生物降解程度。在此基础上,科研工作者还总结出了呼吸曲线法、微生物特定的生理生化指标、生物降解动力学常数等方法都可以用来评价有机化合物的生物降解性。
1.1 综合性指标
BOD作为评价有机化合物生物降解性的指标,常用最后一天的生化耗氧量(BODu)与理论耗氧量(Th-OD)的比值来表示,比值越大说明该有机物生物降解性越好;BOD5常用来表征化合物快速降解的能力,但BOD5值小并不意味着该物质在较长时间内不被降解;BOD5/COD、BOD5/TOD也常用来评价有机物可生物降解性,其比值愈大,表示该有机物愈易生物降解[5,6]。此外,COD、BOD及TOC的变化不仅可指示有机物是否可生物降解,也可以指示是否发生终极生物降解。如果仅有该有机物的消失,而无总有机碳量或需氧量的减少,则意味着有机物可能在微生物作用下转化成某些其它有机态中间代谢产物。然而BOD/COD、COD是常规测定法,受基质浓度、pH值、盐度等因素影响,有时测定结果误差较大,所以一般只作为有机物生物降解性初步评定方法。
1.2 特性指标
基于综合性指标的局限性,一般只将其作为有机物生物降解性评价的初步试验,再进行特性指标测定。特性指标评价是指通过测定反应前后基质(被测有机物)浓度的变化(去除率η)来表示有机物的生物降解性。降解率按(2)式得到:
η=1-Ce/C0 (2)
式中:Ce——反应后基质浓度,mg/L;
C0——反应前基质浓度,mg/L。
此外,测定好氧生物降解过程中CO2 生成量也可用来表征有机物的生物降解性,但基于该方法需要对被测有机物进行定性、定量分析及实验操作繁琐等原因,推广受到限制。
1.3 呼吸曲线法
基质呼吸曲线是指投加基质后,微生物的耗氧量随时间的变化曲线;内源呼吸曲线是在不投加基质的条件下,微生物处于内源呼吸状态时利用自身细胞物质作为呼吸基质,其耗氧量随时间的变化绘制而成的曲线。由于在此情况下微生物的耗氧速度恒定不变,所以内源呼吸线的耗氧量与时间呈直线关系。常将基质的生化呼吸曲线和内源呼吸曲线进行比较来评价有机化合物的生物降解性。具体情况如图1所示:
由图1看出,当基质呼吸线位于内源呼吸线之上,说明该基质可被微生物降解,其斜率愈大降解愈快;当基质呼吸线与内源呼吸线几乎重叠平行,说明基质不可被微生物降解,虽然投入了基质,微生物只能进行内源呼吸;当基质呼吸线位于内源呼吸线下方,说明该基质不仅不能被微生物降解,而且对微生物具有毒性,使内源呼吸受到抑制[7]。
1.4 相对耗氧速率曲线法
耗氧速率是指单位微生物量在单位时间内的耗氧量。生物量可以用微生物的重量、浓度或含氮量来表示。测定过程中保持微生物量不变,改变底物浓度,便可测得有机物在不同浓度下的耗氧速度,以内源呼吸耗氧速度为参比,便可得到相应浓度下的相对耗氧速度,据此作出相对耗氧速率曲线来评价有机物的可生物降解性。
1.5 细菌计数法
细菌计数法是指通过研究有机物对细菌群体生长繁殖的影响来评价有机物的生物降解性。早在上世纪六十年代,科研人员通过细菌的标准平板计数法得出不同有机物作为基质条件下细菌数随培养时间的增殖变化曲线,以此研究了20种人工合成有机物的生物降解性。细菌计数法分为直接测定法和间接测定法。直接测定法测定速度快但不能确定细菌为活体。间接测定法测定速度慢但可测出活细胞的数量。
1.6 微生物特定的生理生化指标法
微生物体内特定酶的活性可有效反映微生物的活性,如三磷酸腺苷(ATP)、脱氢酶(DHA)等。ATP 是微生物在降解基质过程中产生的能量载体,ATP 产生得越多,微生物的活性越高,表明该基质越容易被微生物降解。ATP反映的是生物降解过程中所有活的微生物的活性,用来评价有机物的生物降解性理论上是有效的;另外,基于微生物对有机物的降解作用本质上是在脱氢,故可用微生物体内脱氢酶活性来评价有机物的生物降解性。如某有机物作为基质条件下微生物脱氢酶活性增加,说明微生物利用基质进行了生长繁殖,该有机物具有可生物降解性。而DHA 表示的是脱氢酶的活性,所以只能反映特殊微生物种群的活性,而不是所有微生物的活性[8]。
1.7 用放射性同位素跟踪法
放射性同位素跟踪法是指用14C合成被测有机物,通过测定剩余基质、中间产物、气体产物、微生物细胞内的14C 来了解有机物生物降解的全过程。理论上讲,该方法真实、准确,是测定有机物降解性最直接的方法。然而检测14C 需要用到特殊的仪器设备,操作技术要求比较高,而且当有机物很复杂或者组成不明确时,就很难用14C 来合成[9], 因此该方法很难推广。
1.8 生物降解动力学常数法
生物降解动力学指定量研究微生物在一定条件下对有机污染物的降解效率,可以确定并反映各种因素对降解速度影响的最佳值,使有机物去除效率能达到最佳效果。该方法能直观地表征有机物的生物降解过程,常用于研究有机物生物降解的影响因素及生物降解的构效关系等 [10,11]。
2 有机化合物厌氧生物降解评价方法
厌氧条件下,微生物可降解一些大分子难降解有机物,而且具有产泥量少、运行费用低、可回收燃气等优点,在有机废水的处理中得到应用。与此同时,有机物的厌氧生物降解性受到关注。有机化合物厌氧生物降解的研究一般认为按下式进行:
CnHaObundefined
undefined
因此反应前后基质浓度变化、产气量、微生物的活性等均可用来评价有机化合物的厌氧生物降解性[12,13]。与有机物好氧生物降解性评价的不同主要在于,通过对产气量的测定来评价有机物厌氧降解。厌氧反应过程中的产气量可以用气体的体积或气体中碳的质量来描述。利用实际产气量与理论产气量的比值来评价有机物的厌氧生物降解性。理论产气量按(3)式得到,用QT表示,通过实验测定得到实际产生的CH4和CO2的总体积,用QF表示。用QF/QT的比值来表示有机物的厌氧生物降解性,比值越大,基质的厌氧生物降解性越好。由于CO2溶于水,而且气体体积测定受到温度、气压以及反应器的密闭性等因素的影响,采用此测定方法来评价有机物的厌氧生物降解性时有必要进行校正试验,减小试验误差[14]。
3 定量结构-生物降解性能关系(QSBR)
有机物的分子结构是决定其能否被生物降解的内在因素,不同基团对生物降解的敏感度不同,因此可以建立有机物生物降解性与化学结构的定量关系,即QSBR [15,16]。决定定量关系模型的两个重要的因素是生物降解和化学结构信息数据的可靠性及所选择的结构描述符的实用性。因此需要测定并收集研究对象尽可能多的生物降解性能数据及彼此较为独立的分子结构描述符。采用回归分析等方法去除对生物降解性影响小的参数,保留重要参数。经过统计检验、数据校正后,就可用于研究对象生物降解机理分析,定量预测研究条件下的未知有机物的生物降解性 [17,18]。
溶于水的有机物的生物降解过程涉及到它在微生物表面的吸附、通过细胞膜的磷脂双分子层与酶反应中心的结合及其分子结构的改变等过程;微溶于水的有机物还涉及到其在水相中的溶解、扩散等过程。因此从有机物本身的结构出发,影响其生物降解的因素就包括溶解性、分子大小、疏水性能、电荷分布、空间排列等参数,这些参数就构成了其在QSBR研究中的分子结构描述符。按照量子生物学的观点,影响生物降解性的参数可分为宏观参数、电子参数及空间参数[19]。宏观参数包括辛醇/水分配系数(Kow)、溶解度等,应用最广泛的是辛醇/水分配系数(Kow),它可反映化合物透过细胞膜和迁移到酶的活性中心点的能力;电子参数包括酸解离常数(pKa)、碱解离常数(pKb)、原子电荷等,它反映分子的电荷分布情况,对生物降解的影响主要表现在有机物反应中心电子密度的高低上;空间参数主要包括分子量、分子总表面积、分子连接性指数等,它反映物质分子的大小、基团或原子之间的空间排列及变形情况,以及影响物质的传递和酶与反应中心的接触。
目前常用的QSBR法主要有基因贡献法、线性自由能相关法、分子连接性指数法和人工神经网络法等。QSBR的研究可以快速预测种类繁多的天然和合成有机化合物的生物降解性,同时可为新的环境友好型化合物的合成提供重要的理论依据。
4 加脂剂的生物降解性
绿色化学和在此基础上的清洁化工艺技术已成为制革工业的必由之路。未被皮革吸收的加脂剂也是造成制革废水污染的原因之一,加脂剂的开发及生产面临着绿色化的问题。可生物降解作为加脂剂环境友好性评价的重要指标受到普遍关注。上世纪九十年代,发达国家的皮化及其相关行业就有严格的规定,要求各种制革皮化材料,尤其是加脂剂具备良好的可生物降解性,必须达到相应的生物降解性要求方可生产与销售。BASF公司的利保定环保型加脂剂系列就是不含有机卤素的加脂剂。波美公司加脂剂Eskatan GL S等经其审核均具有良好的生物降解性[20]。磷酸酯类表面活性剂作为加脂剂组分,其应用效果已被肯定。德国Henkel公司在加脂剂制备中采用烷基磷酸酯等作为乳化剂,制备的加脂剂不仅效果优异,而且具有较好的生物降解性。Henkel公司1990年美国皮革化学协会(ALCA)年会上介绍了可生物降解的新型表面活性剂烷基多苷,认为其是满足制革工业实际要求的一类性能很好的表面活性剂。随着人们生活品质的提升和环境问题的日益突出,具有良好生物降解性的加脂剂越来越受到制革界的重视。
加脂剂的主要成分为活性物 (表面活性剂)、中性油脂和其它添加物。表面活性剂作为加脂剂的最重要组分对其各种性能具有显著的影响。因此加脂剂的生物降解性研究某种意义上是对表面活性剂的生物降解性研究。国际上各相关组织对于表面活性剂生物降解性评价方法各不相同,常用的评价方法有活性污泥法、震荡培养法、测定二氧化碳法、生物耗氧量法等,这些方法都是在有机化合物好氧、厌氧生物降解的理论基础上提出的。
皮革加脂剂的开发正朝着高质量、特异功能、多功能和绿色化的方向发展。由于皮革加脂剂组分的复杂性和特殊性,我国科研人员对其可生物降解性的检测和研究少见报道。随着环保法规的日益严格和公众环保意识的提高,建立适合于我国皮革行业的加脂剂生物降解性评价标准方法迫在眉睫。愿业界人士在认真分析有机化合物生物降解性评价各种方法的优缺点的基础上,经过科研和实践验证,提出相应的标准方法,为皮革行业走可持续发展之路贡献力量。
摘要：综述了有机化合物好氧、厌氧生物降解测定方法;对皮革加脂剂生物降解性评价进行了展望。
降解方法 第5篇
碳、氮源对PVA降解混合体系降解能力的影响及PVA降解机理初探
以能完全降解1 g/L PVA的一个混合体系为研究对象,研究了碳、氮源对该混合体系降解PVA的影响.实验表明,补充有机氮源有利于混合体系菌体的生长,并且能提高混合体系对PVA的降解能力.进一步的.研究发现,其它碳源的补充有利于菌体的生长,但对混合体系降解PVA产生一定的抑制作用.根据初步研究结果推断,该混合体系所产的PVA降解酶主要结合在细胞膜上,部分PVA进入细胞后被降解.
作 者：胡志毅 堵国成 华兆哲 陈坚 HU Zhi-yi DU Guo-cheng HUA Zhao-zhe CHEN Jian 作者单位：江南大学,工业生物技术教育部重点实验室,江苏,无锡,214036刊 名：食品与生物技术学报 ISTIC PKU英文刊名：JOURNAL OF FOOD SCIENCE AND BIOTECHNOLOGY年，卷(期)：25(6)分类号：X172关键词：混合体系 优化 聚乙烯醇 降解
化学物质的生物降解技术分析 第6篇
【关键词】化学物质 生物降解 技术
随着科学技术不断的发展，新的化学物质不断的出现，据资料显示我国每一年都有一百多种新的化学物质注册。新化学物质的出现并在生活中使用，一定条件下满足了人们日益增长的物质文化需求，也丰富了人们生活，而已经使用的化学物质和待使用的化学物质中可能有潜在的有害物质，威胁人们的生命健康和危害自然环境。在这种情况下，必须高度重视化学物质安全评价工作。生物降解作为有机污染物降解重要降解过程之一，其生物降解性不是化合物的难易分解程度判断标准，也是生态环境中滞留时间长短的重要指标，对化合物在生态环境中的转化和风险评价有重要作用，能更好满足现实需求。文中从生物降解技术实际出发，做出如下分析。
一、生物降解技术概况
（一）生物降解概念
生物降解是微生物的分解作用，其可能是微生物的有氧呼吸，也可能是微生物的无氧呼吸。生物降解过程难易程度不仅与其本身特征有关系，与有机物的结构特征也有关系，其中简单的有机物先降解，复杂的有机物后降解。生物降解不一定是生物自身引起的化学物质结构变化，也可能是化合物被矿化或完全矿化化合物转化成C、H、O、N等稳定的无机化合物。有机物降解过程也是化学物质在环境中转化的重要过程之一，且是大部分化学物质在环境中转化的归趋。
（二）生物降解技术分类
目前来看，对生物降解技术有多种分类，主要有初级生物降解、最终生物降解、快速生物降解和固有生物降解等。初级生物降解就是化学物质在生物作用下化学结构发生了变化，而使化学物质本身丧失的过程；最终生物降解也可以称为好氧降解，是化学物质被微生物完全分解为二氧化碳、水、矿物盐和新的微生物细胞成分的过程；快速生物降解是化学物质固定的时间内和接种物接触而表现出来的生物降解能力；固有生物降解就是在良好的试验条件下，化学物质和接种物长时间接触而表现出来的生物降解潜力。
二、基于有机污染物模拟实验分析生物降解技术
目前来看，国内外对化学物质生物降解技术研究的试验比较多，多数试验是用污泥作为接种体对污水处理厂中的生物降解进行分析。这种生物降解技术试验方法虽然经济，但是却不能对高浓度物质、母体化合物进行分析，从而使生物降解技术的结果得不到保证。加之试验过程中未充分考虑沉积物对降解的影响和不对受试物进行测定，其降解率相对较低。再加上污染物可能受微生物物质的影响而产生其他物理过程，不能更好的实现有机物生物降解实验。因此，有必要采用新的试验方法对有机化合物的生物降解技术进行分析。
（一）实验准备
鉴于之前的化学物质生物降解技术试验，多为在未受污染区和污染较轻的天然水体中进行，其劳动强度大、用时长、资金量大。本文采用室内模拟试验方法对化合物的生物降解技术进行研究。研究以甲基对硫磷为对比物，这种化合物质是一种高效有机磷杀虫剂，难溶于水和石油；试验中选用的材料是经过两次蒸馏两次的纯水和乙腈；选用的仪器是液相色谱仪、恒温振荡培养器、离心分离机、微电脑酸度计、固相萃取小柱、玻璃瓶和标准检验筛等；接种物为天然地表水；试验装置采用的反应器是2L玻璃瓶，将其设置在可以调温的大型振荡器中，并对其进行旋转使其与自然水体流动相似，从而使颗粒物漂浮在水面；试验过程中需要采集水面60mm处的水为水样和沉积物上层约6mm左右的样品，并对样本的水温和PH值进行测定，再经过标准筛筛过之后，将其放置在密闭容器中进行试验。
（二）试验过程及分析处理结果
试验中要对水样和沉积物连续24小时搅拌，用重量差法来计算用泥量，再利用母液的形式增加4个玻璃瓶，用清洁的空气将丙酮吹散，并在两个反应瓶中各增加1L左右的地表水样，另外两个瓶中加入标准浓度的沉积物，对地表水进行定容。之后在适当的时间段内从瓶中取出适量的样品，进行离心除去悬浮颗粒，再经过小柱收集淋洗液。在此基础上用液相色谱仪等仪器对样品进行分析，依据生物降解半衰期公式进行计算。结果甲基对硫磷在地表水和沉积物中的降解过程与一级动力学规律相符，与实际水体中有机物降解过程也相同。当甲基对硫磷有沉积物存在时，其降解速度相对较快，而在地表水中，降解速度相对较慢。
出现这种现象的主要原因是悬浮物反应时，可能对水体中的有机物进行浓缩或成为微生物菌落的载体。这与甲基对硫磷前三天和前四天的实验不同，之前测得浓度低于实验开始的添加的浓度，出现这种原因可能是物质自身特性或加入母液而引起的。经过甲基对硫磷在地表水和沉积物中应用分析，其结果与许多专家测得的结果一致。
三、结束语
综上所述，在化学物质生物降解技术基本理论分析的基础上，通过试验证明化学物质生物降解技术的良好效果，可以有效减少环境污染和保证人们身体健康。而随着时代的发展，与化学物质研究相关的工作可能还会有新的问题，对生物降解技术的要求将会更高，这就需要对化学物质的生物降解技术做进一步研究。
参考文献：
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果蔬有机农药残留降解方法研究进展 第7篇
关键词：果蔬,农药残留,降解方法,研究进展
20世纪40年代以来,有机合成农药的发明和使用无疑大幅度地提高了全世界的农作物产量。农药的合理施用也已成为防治植物病虫害、去除杂草、调节农作物生长、实现农业机械化和提高农产品质量和产量的重要措施。据国家统计局数据显示,2008年国内农药产量为190.2万t,约占全球农药产量的1/2。农药残留自1939年瑞士化学家Paul Muller合成第1种化学农药,到1962年美国生态学家RCarson女士的《Silent Spring》(寂静的春天)问世以来的22年间无人问津[1]。然而,一方面随着人们生活水平的提高,由农药残留引起的食品安全问题也越来越受到人们的关注,因为它与人民的健康有着最直接的联系。另一方面,随着人类对于农产品需求量的不断扩大,农药的使用处于一个急速增长的阶段,其自然分解无法满足人类的安全需求。研究表明,农药残留在人体内长期蓄积滞留会引发慢性中毒,降低人体免疫力,诱发多种慢性病变,引起肝脏病变、胃肠道疾病,损害神经系统,对人类健康危害极为严重[2]。近年来,农产品农药残留超标造成的贸易壁垒及由农药污染造成的中毒事件屡有发生。特别是果蔬农药残留问题严重极大地危害人们的日常生活。目前,对农药降解的研究处于百家争鸣、各有千秋之势,但无论是深度还是广度上,物理、化学还是生物方法均有其不足之处。人们希望减少农药投入和加速降低果蔬农药残留,但是由于科技发展水平的研制,现在或是将来很长一段时间内化学农药仍处于不可替代的位置。为了保障果蔬食品安全,保证人体健康,研究有效降解农药残留的方法和途径,是世界科研工作者关注的热点。笔者就果蔬农药残留的关键问题进行系统的分析和综述。
1 果蔬农药残留降解的方法
目前,果蔬农药残留降解的主要方法有物理方法(日光照射、浸泡清洗、洗涤剂降解、去根、去皮、吸附、贮藏等)、化学方法(臭氧降解、次氯酸盐降解、双氧水降解、光催化降解等)和生物的方法。其中,生物方法常与基因工程和分子生物学技术相结合[3,4],利用微生物或酶学方法降解农药残留。在生物降解方法的研究方面,对细菌的研究较为深入,其次是真菌。另外,研究表明,套袋技术可以有效降低果蔬农药残留[5]。
1.1 物理方法
物理方法通常是利用农药光不稳定性、热不稳定性、水溶性等理化性质降解农药残留[3]。季静等[6]的研究表明,室温、光照、淡盐水、清水、沸水、碱水等放置24 h等处理方法均可不同程度地去除蔬菜表面有机磷农药残留量。其中沸水降解效果最佳,对3种农药残留平均去除率分别达到95.5%、89.1%、82.3%。宗荣芬等[7]研究结果表明,自来水、椰子油洗涤剂、1%食用盐、1%食用碱浸泡处理青菜对甲胺磷和乐果的去除率分别达到46%、88%、69%、60%,而市售厨房洗洁精浸泡处理农药残留去除率为50%~68%。Kaushik et al[8]提出了目前降低果蔬农药残留最有效实用的处理方法是清洗、去皮和烹饪。
物理方法简单易行,但均有其不足之处,去除果蔬农药残留的效果会因添加剂类型、浸泡时间、漂洗次数、处理组合方式和处理对象的不同而产生不同的结果。同时,上述方法均会在一定程度上影响果蔬品质、风味,造成营养价值的浪费。除了上述果蔬农药残留降解方法外,应用于其他领域农药降解的方法也正逐渐兴起于果蔬农药残留降解行业中。例如,活性炭对浓缩苹果汁中的甲胺磷有较强的吸附作用[9],可以避免浸泡清洗造成的二次污染。陈振德等[10]对黄瓜和番茄的研究表明,套袋明显减少了果实中的农药残留量,比不套袋分别减少了84.5%~100.0%和12.5%~100.0%。另外,超声波洗涤降解农药残留也逐渐应用到果蔬农药残留降解上,由于具有振荡频率高、强度大的特点,加速农药分子的运动,可以解决常规清洗农药溶出慢且耗时长的问题[11]。
1.2 化学方法
化学方法主要是利用强氧化剂或自由基的强氧化性破坏农药分子结构生成相应可溶性或低残留的无害物质[3]。王琦等[12]以油菜为对象的研究表明,次氯酸钙对蔬菜上的残留甲胺磷农药有较强的降解作用,次氯酸钙的浓度为300 mg/L,作用时间10 min,p H值4,酶抑制率33.64%。沈群等[13]的研究表明,应用臭氧可以完全降解农药百菌清,臭氧初始质量浓度1.4 mg/L时,5 min后百菌清降解率为100%;适当地振荡,有利于降解。另外,据报道,臭氧处理时密封,去除率均高于敞口的处理。过氧化氢(H2O2)作为最强的氧化剂之一,越来越多被应用到果蔬农药残留的降解。方剑锋等[14]研究了过氧化氢对甲胺磷、毒死蜱及久效磷等3种有机磷农药的降解性能及影响因素。结果表明,过氧化氢对有机磷农药有明显降解作用,平均比不加过氧化氢的处理降解率提高了5~13倍。光催化降解农药残留以其节能、高效、易操作、应用范围广、污染物降解彻底、无选择性、无二次污染等优点成为近年来的研究热点[15]。
相比常规的物理降解方法,化学方法降解农药残留具有降解速度快、降解彻底、靶向性强等优点。但是,大多数只能降解果蔬表面的残留农药,且容易分解有毒物,极易造成二次污染,另一方面,化学法降解的效果会受浓度、p H值、处理时间等因素影响。光催化降解主要用于农药废水的处理,而在降解果蔬农药残留的研究刚刚起步。
1.3 生物方法
目前,采用微生物或酶学法降解农药残留是主要的生物方法,其主要研究对象是有机氯、有机磷和氨基甲酸酯类农药。在自然环境中存在一些能够降解农药的微生物。近年来,许多研究者通过富集培养、分离和筛选等技术筛选出了很多能够降解农药的微生物,包括细菌、真菌、放线菌、藻类等微生物菌株。刘欣[16]培养成功的菌株能以有机磷酸酯类农药为唯一碳源,以其中X2为材料,对乐果、敌敌畏降解率分别可达88.11%、96.32%。假单胞菌属可以降解滴滴涕、马拉硫磷、甲拌磷、甲基对硫磷等类型农药[17]。Fuentes et al[18]提取的放线菌-Micromonospora具有很强的降解有机氯农药的能力。
随着现代基因工程和分子生物学技术的发展,生物酶降解农药残留技术日趋成熟。赵杰宏[19]首次通过表达有机磷农药水解酶OPH,提高了黄瓜降解有机磷农药能力。楚晓娜等[20]从假单胞菌中筛选到对甲基对硫磷有很好降解活性的降解酶。刘玉焕等[21]从曲霉菌中分离纯化出有机磷农药降解酶,此酶对有机磷农药乐果具有较好的降解作用。而且降解效果十分明显,据季静等[6]通过不同方法对磷酸酯类有机磷农药的降解表明,有机磷农药降解酶的效果最好,其去除率与除沸水外其他方法处理后的去除率相比,有明显差异(P<0.05)。
生物降解是通过生物的作用将农药分解为无毒或低毒小分子化合物,并最终降解为水、CO2和矿物质的过程,相对于物理、化学降解农药技术,生物降解具有高效、彻底、无二次污染的优势[22]。可就目前而言,微生物方法对农药的降解范围有一定的局限性,再者主要应用在水污染、环境治理领域,在果蔬等食品中尚未应用。酶降解果蔬农药残留虽然费时费力,易受温度、pH值、色素等干扰因素干扰,但因其相对于物理、化学降解法的优势,目前仍是最为有效的降解方法,也是最有潜力的研究方向。
2 降解果蔬农药残留新方法
2.1 油菜素内酯降解法
油菜素内酯1979年首次从油菜花粉中分离,是一类生理活性极高的新型植物生长调节剂。其主要生理功能及作用机理表现在以下几个方面:促进植物细胞生长和分裂;促进花粉受精;提高农作物坐果率、结实率,增加千粒重;促进导管分化;增强植物光合作用,提高叶绿素含量;延缓衰老;增产效果稳定且显著等。
浙江大学喻景权[23]教授领导的研究小组最新的研究成果表明,植物内源激素油菜素内酯含量提高后或经油菜素内酯处理后,提高了参与农药降解的酶活性和基因表达,农药逐渐转化为水溶性的物质或低毒无毒物质排出。对黄瓜进行4种杀虫剂和杀菌剂试验,先喷洒1次油菜素内酯,然后喷洒农药,结果农药残留比未处理的降低幅度达到30%~70%。目前,国内外对油菜素内酯降低农药残留的研究才刚刚起步,其机理正处于研究之中。但针对日常生活的果蔬残留农药的降解尚无具体研究应用。油菜素内酯作为一种植物本身的内源激素,其高效、无毒、无二次污染的特性不同于以往任何的物理、化学和生物方法,作为一种新型降低农药残留的技术,潜力无穷。
2.2 人造脉冲扫描光谱降解法
众所周知,太阳光是七色光,它是一种色光组合,而太阳在照射到地面上来的过程中,由于各层大气的影响,在某一程度上,它是以一种脉冲式周期扫描组合光谱的形式作用于地表。近年来,随着电子生物学科的发展,人造脉冲扫描光谱快速降解果蔬食品残余农药的光物理方法有望彻底解决长期以来的农药残留问题。陈愈教授[24]提出脉冲周期扫描光谱可以快速地将植物表面的有毒物质由高价位不稳定化合物迅速降解为低价位稳定的化合物,神奇地实现变害为益。其研究表明:当脉冲扫描组合光信号的作用达到最佳状态时,存留在植物和食品体内的残余农药能得到100%的降解。物理光作用下3 h,蔬菜残余农药剩余含量下降了35%,7 d后剩余含量未检出,而室外自然光照下蔬菜残余农药(乐果)的含量仍超过国家食品安全标准的28%。人造脉冲扫描光谱是一种光谱组合,只需把待降解物置于人造光谱环境中即可完成快速降解,效果稳定,作用范围广,无任何副污染,不同于以往的物理、化学和生物方法,具有广阔的发展前景。
3 结语
降解方法 第8篇
关键词：可生物降解材料,淀粉,大豆蛋白,评价方法
合成高分子材料给人们的生活带来了极大的方便,但在使用后产生的大量不可自然分解的废弃物成了白色污染源[1],给环境带来的严重危害。因此,开发新的环境友好型材料十分必要。开发可生物降解材料已成为当今研究的热点之一。本研究主要介绍了可生物降解材料的定义、种类、淀粉基和大豆蛋白基两种可生物降解材料以及生物降解材料降解性的评价方法。
1 可生物降解材料的定义和降解机理
美国材料与试验协会(ASTM)对生物降解材料的定义是指在细菌、真菌、藻类等自然存在的微生物的作用下通过化学、物理或生物作用而降解或分解的高分子材料[2]。而通常的可生物降解材料是指在材料中加入某种能促进降解的添加剂制成的材料,合成本身具有降解性的材料以及由生物材料制成的材料或采用可再生的原料制成的材料[3]。理想状态下,生物降解材料受环境条件的影响,经过一定时间和包含一个或更多步骤,结构发生显著变化、性能丧失,最终完全分解为CO2和H2O。生物降解是一个自然过程,在这个过程中,有机化合物转化成更为简单的化合物,通过基本的循环(如碳循环、氮循环、硫循环等)回到大自然中[4]。
可生物降解材料的降解机理分为初级降解和最终降解[5]。在初级降解阶段,高分子材料表面为微生物所黏附,微生物生产释放出酶,高分子材料在水解、氧化和酶的综合作用下破裂成相对分子量较小的短链聚合物。在最终阶段,这些短链的聚合物继续受到微生物生长的影响,经过微生物代谢后最终形成CO2和H2O。降解过程中还有一些生物物理作用,由于可生物降解材料被微生物或某些生物作为营养源,微生物侵蚀高分子材料后,导致质量损失、性能如物理性能下降等,进而导致材料发生机械性破坏[6]。
2 可生物降解材料的种类
可生物降解材料根据其降解机理和破坏形式的不同可分为完全降解性材料和生物破坏性材料2种[7]。
大部分的可生物降解高分子是在有机体的生长周期中通过化学方法或者生物学方法合成[8]。因此,根据合成方法的不同可将生物降解高分子分为:①生物型高分子,例如来自农业资源的天然高分子,即淀粉、纤维素等;②微生物型高分子,例如广泛存在于微生物体内的具有完全可生物降解性、生物相容性等优良性能的聚羟基脂肪酸酯;③利用来自农业资源的单体通过化学方法合成的高分子,例如聚乳酸。
根据可生物降解材料原料的不同可将生物降解材料分为淀粉基、大豆蛋白基、纤维素基等生物降解材料[9]。这些都是天然高分子材料,与其他生物降解高分子相比,它们具有原料来源广泛、价格低廉、易降解等优点,在生物降解材料领域具有重要的地位。
3 2种可生物降解材料
3.1 淀粉基生物降解材料
淀粉具有良好的加工和生物降解性能,且产量大,为其用作可生物降解材料提供了保证。目前淀粉基生物降解材料主要由淀粉填充型塑料、淀粉共混型塑料和全淀粉型塑料[10]。
3.1.1 淀粉填充型塑料
淀粉填充型塑料是淀粉或变性淀粉作为填料与聚乙烯或其他热塑性塑料混合并加入相关添加剂制成的塑料。目前,农用的塑料薄膜主要由低密度聚乙烯(LDPE)和分散在热塑性基质中的过渡金属催化剂以及6%~15%的淀粉组成。然而,这类材料的降解仍需要几年的时间,达不到材料降解的标准要求。有时为了提高淀粉和热塑性亲油相的相容性,需要将淀粉用硅烷偶联剂进行预处理,这种技术通常也被应用到聚氯乙烯(PVC)及聚酯及其衍生物等材料的生产中。陈建华等[11]以LDPE、高密度聚乙烯(HDPE)及线性LDPE为基体,加入适量的改性淀粉及聚乙烯蜡,在单螺杆挤出机上实现了增容共混过程,制备出良好实用性能的塑料地膜。
3.1.2 淀粉共混型塑料
淀粉或改性淀粉与合成的生物降解材料(聚乙烯醇PVA、聚羟基丁酯PHB、聚羟基戊酸酯PHV、聚己内酯PCL、聚乳酸PLA等)共混,与单独的合成聚合物相比,共混物具有较快的降解速度和较好的力学性能。聚乳酸因其具有特殊的结构使得PLA在废弃后容易生物降解,因而常将淀粉和PLA混合使用[12]。Xue等[13]将淀粉和聚乳酸混合之后,再将甘油加入到混合物中,得到了机械性能较好的生物降解材料。通过扫描电子显微镜观察,未加甘油的聚乳酸和淀粉分子的相容性较差,甘油的加入可以改变聚乳酸和淀粉的相容性。研究发现,复合材料中的甘油含量越高,聚乳酸和淀粉的相容性越好。当淀粉通过环氧氯丙烷交联后,聚乳酸和淀粉的相容性也有较大改进,相容性随着交联程度的增加而增加。
3.1.3 全淀粉型塑料
全淀粉塑料的生产原理是使淀粉分子变构而无序化,形成热塑性的淀粉树脂。我国在20世纪90年代初开展全淀粉热塑性塑料研究。浙江大学、天津大学和江西科学院等采用多种工艺使淀粉无序化,对淀粉改性和塑化做了一些工作。全淀粉型塑料的成型仍然多采用传统的挤出、流延、注塑、压片和吹塑等工艺。全淀粉型塑料可在一年内完全生物降解而不留任何痕迹,无污染。利用增塑剂(如甘油)对淀粉进行改性后制成的全淀粉热塑性材料,可用于制造各种容器、薄膜和垃圾袋等[14]。
3.2 大豆蛋白生物降解材料
蛋白质和合成高分子的主要区别之一是蛋白质沿着肽链没有同等的重复单元;故而在适当的湿度、温度和有氧条件下,其生物降解过程是一个相当迅速的过程。迄今为止,有关大豆蛋白生物降材料的研究约有90多年的历史了。大豆蛋白,尤其是大豆分离蛋白含90%以上的蛋白质,由18种不同的氨基酸组成,是一种丰富的植物蛋白资源。具有良好的生物降解能力,较好的生物相容性和加工性能,常被用来作为生物医学材料[15]。可生物降解的大豆蛋白膜常用于包装上,因而要求其具有较好的防水和隔离性能。Rhim[16]等在大豆分离蛋白膜表面覆盖一层聚乳酸之后,新的复合膜的机械性能和防水性均得到相应的提高,使得这种膜即使在较高湿度下也适用于食品的包装。可生物降解大豆蛋白材料同样可以加入填充料和其他聚合物混合后改性。化学改性有助于提高其机械性能和抗水性等。基因工程技术的进步,天然纤维的发展,为基于大豆蛋白的可生物降解材料的发展提供了有利的条件。
4 生物降解材料降解性的评价方法
生物降解材料的降解性是指材料在环境中经过生物、化学或物理(机械)作用下发生的裂解与同化,材料的降解往往受到这些因素的协同作用。能够使材料降解的微生物主要是细菌和真菌;氧化、水解、还原等连续的化学反应也可以促进材料的生物降解。以下介绍几种常用的测定、评价方法。
4.1 土埋法
土埋法是将试样直接埋入土壤、活性污泥中暴露于未限定的真菌和细菌混合环境下进行测试。采用的微生物源是来自自然环境中的微生物群。经过一段时间的降解之后,可检测到降解性高分子材料的质量损失和各项性能的劣化。通常采用质量损失,显微镜观察以及相对分子质量法等分析手段来评价材料的生物降解性。张敏等[17]研究了聚乳酸(PLA)、聚丁二酸丁二醇酯(PBS)和聚己内酯(PCL)等可降解脂肪酸族聚酯在土壤中的降解行为。研究表明,经过30d的土埋之后,PLA、PBS、PCL的质量都有所损失,尤其是PCL的质量损失达到了14%,通过显微镜观察到PCL表面有被微生物侵蚀的痕迹。三者的降解速度依次为PCL最快,PLA次之,PBS最慢。Rudnik等[18]采用模拟农业地膜的方法对聚乳酸(PLA)和聚羟基脂肪酸酯(PHA)在土壤中的生物降解性进行了对比研究。结果发现PHA比PLA更适合做农业地膜的原材料。
土埋法能够直接反映降解材料在自然环境中的降解情况,但是该法的试验时间较长;而且因土壤、微生物种类、温度、湿度等方面的不同,材料的降解产物难以确定,数据重现性也较差。
4.2 酶解法
酶本质上是生物学催化剂,同时也是化学催化剂。酶通过降低活化能从而加速化学反应的速度。酶解法就是在容器中加入缓冲液和试验样品,然后加入对高分子材料有分解作用的特定酶(如酯酶、脂酶、纤维素酶[19]、蛋白酶等),作用一定时间。然后通过残量测定法、显微镜观察、定量测定分解产物、相对分子质量降低等分析方法来评价试样的生物降解性。Katsumi等[20]就是在酶溶液中探求生物降解高分子的降解机理的。宋春雷等[21]采用酶解法研究了复合材料的降解性。他们通过测定PCL/玻璃纤维布复合材料中PCL的失重率进行评价。研究发现,经过一定时间后未辐照的PCL/玻璃纤维布复合材料中PCL的失重率达到100%,辐照过的PCL/玻璃纤维布复合材料的PCL失重率达到54%。
酶解法在评价降解性时,仅使用样品就能获得定量性、重复性极好的数据,适用于降解产物的测定和解释降解机理。但该法特异性强,不适于结构不同的可生物降解材料;同时酶的纯化难度较大,价格昂贵,不适宜大范围展开。
4.3 CO2释放量法
可生物降解材料在生物降解过程中会产生CO2。因此测定CO2的生成量可以直接反映生物分解的代谢产物。Sakamoto等[22]通过对比聚乙烯和聚羟基丁酸酯(PHB)在堆肥环境下产生的CO2量,得出结论PHB的生物降解性较好。于镜华等[23]研究了PBS在堆肥环境下的生物降解性,以丁二醇共聚酯(PBST)和纤维素作对照通过观察堆肥时间和CO2生成量的关系对降解性进行评价。研究发现随着降解时间的延长,PBS样品降解产生的CO2量逐渐增加。
4.4 环境微生物试验法
环境微生物利用高分子底物的方式有2种,一种是微生物将酶释放到周围介质中,将底物分解为同化分子;另一种是微生物与高分子必须密切接触,以使细胞表面的酶发挥作用。为了保证实验的重复性,可以在室内进行环境微生物试验。该方法是在实验室条件下,将试样浸入容器中的微生物群进行实验室培养。容器中的微生物源来自于土壤、河水或者湖水中的微生物。通过气体吸收装置收集生物降解材料降解过程中产生的各类气体,如CO2、CH4、O2等。通常采用的分析方法有:质量损失,目测菌落生长情况,显微镜观察,相对分子质量法等。
5 存在的问题和展望
可生物降解材料为解决塑料垃圾污染问题以及以日趋枯竭的石油资源为基础的塑料工业的原料资源问题提供了新途径。然而可生物降解材料存在的主要问题是:①价格昂贵,要高于通用塑料5~10倍,难以推广使用;②有些可生物降解材料的降解塑料太慢,甚至低于堆积速度;③生物降解材料的降解控制问题有待解决,如医学上应用要求降解比较快,而作为包装材料则要求一定时间使用期。
微生物降解DDT的研究方法的总结 第9篇
关键词：农药,DDT,微生物,降解
一、农药DDT的环境化学行为及污染现状[1]
DDT (二氯二苯基三氯乙烷) 是20世纪60年代以前广泛使用的一种杀虫剂, 它是由三氯乙醛和氯苯反应制备得到的 (图1) 。
过去人们一直认为DDT有机氯农药是低毒安全的, 并因其具有稳定性、脂溶性、药效普适性等特点, 而大量生产, 广泛使用, 以致最终造成环境污染。欧美和日本等国家已在20世纪70年代禁止使用DDT, 我国于1986年在农业上全面禁止使用DDT。DDT的残留期较长, 环境中仍有大量残留.近年来发现环境中DDT含量又有升高的趋势。DDT对人和动物均具有毒性, 造成严重的生态环境问题。
由于DDT脂溶性强、水溶性差, 它可以长期在脂肪组织中蓄积, 并通过食物链富集, 使居于食物链末端的生物体内蓄积浓度比最初环境所含农药浓度高出数百万倍, 对机体构成危害。而人处在食物链最末端, 受害也最大。DDT对哺乳动物也无急性的毒杀作用但能在动物体内积存。DDT进入人体后易储积于肾、睾丸、甲状腺等富有脂肪的器官, 进而转入肝脏, 肾脏, 破坏它们的正常机能。人体内DDT的累积量达到20mg/kg时, 神经系统发生障碍;达到500mg/kg时, 能致人于死命。
二、DDT的微生物降解途径
2.1 DDT的降解过程概述[2]
DDT的降解最初需要在厌氧条件下还原性脱卤。大约有300个菌株的微生物可以使DDT脱掉1个氯原子转化为DDD (二氯二苯基二氯乙烷) , 其中有假单胞菌属、梭菌属、拟杆菌属、肠杆菌属和变形菌属等。在厌氧和好氧结合的条件下, DDT可能完全被矿化。其过程是DDT在厌氧条件下代谢生成二氯二苯基甲烷, 然后经过一系列的还原性脱氯, 再在好氧条件下经其他微生物作用使苯环裂解。
2.2国外的一些降解DDT的途径
1.粘质沙雷氏菌DT-1P好氧降解DDT[3]
⑴方法综述
Bidlan R和Manonmani H.K.对粘质沙雷氏菌DT-1P好氧降解DDT进行了研究。DDT降解的过程中会受到许多因素的影响, 如接种量, DDT的浓度, pH值, 温度, 存在的共同培养基, 利用的碳源的类型等。他们在研究粘质沙雷氏菌DT-1P好氧降解DDT这一途径通过分离、培养和维护所需微生物菌落, 再从pH值、温度、接种量、预曝光等方面进行了全面系统的研究。
⑵得出的结论
(1) 预曝光对DDT的降解的影响
预曝光时间增加, DDT的降解量则会增加。但是, 预曝光时间越长, 消耗的培养基也越多。
(2) 该菌种降解不同浓度的DDT
粘质沙雷氏菌DT-1P可完全降解低浓度的DDT。随DDT浓度的升高, 降解率下降。并且在DDT降解过程中没有发现中间代谢产物的积累。
(3) 接种量对降解DDT的影响
随着接种量的增加, DDT的降解率也增加。
(4) pH和温度对降解DDT的影响
在一个较宽的pH范围内, DDT的降解率随pH的增大而升高, 在pH值为7.5时达到最大降解率, 随后降解率下降。在较大范围的温度内观察发现, 30℃时的DDT降解率最大。
2.固定化混合培养系统同步厌氧和好氧降解DDT
⑴方法综述[4]
早在1988年, Beunink J和Rehm H-J就进行了一项关于同步好氧和厌氧降解DDT, 将DDT还原脱氯成DDD以及氧化降解DDT的转换产物DDM的研究。活性污泥中的种类丰富的微生物中有一种孤立的阴沟肠杆菌, 它能够在乳糖发酵过程中使DDT还原脱氯。从活性污泥中分离出这种菌体进行连续培养, 利用二苯基甲烷作为唯一的碳源和能源。在混合培养产碱杆菌和阴沟肠杆菌时, 可以建立一个能在一个反应堆容器里同时使DDT还原脱氯并且好氧降解DDM的系统。
⑵结论
他们从单纯好氧、单纯厌氧、连续好氧和厌氧以及同步好氧及厌氧四个方面进行了研究, 结果表明, 这四种情况对比而言, 同步厌氧和好氧降解DDT的降解率要低于单独厌氧或好氧的培养降解率, 而本文最开始的目的是论证固定化混合培养系统同步厌氧和好氧降解DDT的可行性, 由此结果看来, 我们认为这种方案是不合理的。
对于同步厌氧和好氧降解DDT的降解率要低于单独厌氧或好氧的培养降解率这样的结果, 我们认为可能的原因是分解代谢物的抑制作用。但具体的原因还有待于人们继续进行深入的研究。
三.结语
综上所论述的几种微生物降解DDT的方法, 再结合土壤受DDT污染的实际情况, 我们认为从目前的方法来看, 采用粘质沙雷氏菌DT-1P降解DDT的方法是最为合理的。由于目前被污染的土壤中DDT的浓度并不高, 而这种降解菌对于低浓度DDT的降解效果又比较好, 并且其他条件如pH值、温度、预曝光等都比较容易控制。当然这种方法中也还存在着不足, 需要人们进一步的探究并做更多的模拟实验来确定其应用价值。
参考文献
[1]李勇, 孙士铸.滴滴涕 (DDT) 的环境化学行为.化学教学.2000年, 第12期
[2]张兰英, 刘娜等.现代环境微生物技术.清华大学出版社.2007
[3]Bidlan R, Manonmani H.K.Aerobic degradation of dichlorodiphenyl trichloroethane (DDT) by Serratia marcescens DT-1P.Process Biochemistry38 (2002) 49_/56
降解方法 第10篇
该发明是一种利用微生物生物降解有机废水的方法。该工艺以芦苇作为填料以及生物载体, 在生物流化床或固定床中进行有机废水处理。包括以下优点:1) 利用生物质芦苇作为填料, 不产生二次污染, 同时芦苇本身密度接近于水, 流化动力消耗少, 强度大, 易于挂膜启动, 负载生物量较大;2) 芦苇生物填料释放的有机物可作为反硝化脱氮的固体碳源, 尤其是对废水中总氮的去除具有较好的效果;3) 工艺简单, 占地面积小, 是一种高效低成本的复合工艺处理方法;4) 能同时去除废水中有机物、氨氮、总磷、总氮;5) 出水水质稳定, 达到国家一级排放标准, 应用范围广。/CN103214106A, 2013-07-24
二氧化碳合成全降解塑料 第11篇
日本京都大学的井上祥平教授在1969年最先提出了把二氧化碳变成塑料的伟大设想,但他所用的名叫“二乙基锌”催化剂由于效率低、成本高,难于作大规模的工业开发。
孟跃中教授真正的突破在于催化剂。研制出的负载型有机羧酸锌催化剂方催化效率是国外最高水平的三倍,最高催化效率为180克塑料/每克催化剂能够催化,每吨合成的塑料中二氧化碳含量达到42%,并成功地使每吨塑料成品成本降至1.5万元,是目前市场降解塑料产品价格的1/3～1/4。
专家點评:
高效固化或利用二氧化碳已经成为世界范围内日益受到重视的问题。它是减轻“温室效应”和解决“白色污染”的有效途径。此项技术一方面利用工业废气中的二氧化碳,制成环保饭盒、塑料袋等,减少温室气体二氧化碳的排放,另一方面将合成的塑料可生物降解,大大减轻“白色污染”危害。同时,由于合成塑料的原料用得最多的是石油等不可再生资源,利用工业废气可部分替代石油,从而节约了石油资源。
降解方法 第12篇
有机化学品按照其生物降解性能可大致分为3类:易降解有机物、可降解有机物和难降解有机物。难降解有机物(recalcitrant organic pollutants,简称ROP)被微生物降解的速率极慢或几乎不能被降解,其中多数有机物(或其降解中间体)具有一定生物毒性,环境滞留时间较长,是生态环境中的主要污染源。皮革生产过程中所使用的染料、涂饰剂以及部分有机鞣剂均属于ROP,在自然生态环境中将长期积累,难以处理。然而皮革废水中亦含有大量的蛋白质类和油脂类易降解有机物(easily degradable organic matters,简称EDOM),根据国内外研究表明,不同结构的EDOM对ROP的生物降解影响不同,某些EDOM对ROP的生物降解具有促进作用,而另一些则有抑制作用[1],这导致了同一ROP在不同的水体环境中的降解情况相差较大[2,3,4]。基于此,许多行业通过在废水处理过程中添加EDOM,有效提高相应ROP的生物降解性,实现对环境污染的快速修复。
复合污染物生物降解相互影响的测定方法,与有机化学品在单基质条件下生物降解性能的测定方法有一定的相关性和相似处,但同时也具有其自身特点,本文拟从EDOM对ROP生物降解影响机理和复合污染物相互影响测定方法等方面,综述复合污染化学的研究成果,以期为皮革化学品复合污染物的深入研究乃至工程应用提供借鉴作用。
1 研究皮革化学品复合污染物生物降解相互影响的必要性
为了解决日益严重的环境问题,减小皮革生产过程中的有机污染物对生态环境的影响,绿色化学的理念已成功引入到皮革化学品分子设计中。但皮革生产过程中需要使用大量不同种类的有机物,各类有机物在生产过程中是无可替代的,简单的通过同类皮革化学品中较易降解的有机物替代难降解有机物,难以达到有效减小化学品对生态环境影响的目的。但同时皮革生产过程中又使用了大量的易降解有机物,基于EDOM对ROP的生物降解多具有促进作用的原理,可通过改变EDOM的结构从而达到促进ROP降解的目的。比如皮革生产过程中使用的染料多属于难降解有机物,短期内难以通过改变染料结构而达到增加其降解性的目的,但存在通过改变皮革加脂剂的结构或选用改性淀粉类填充剂,而促进染料的后期生物处理的可能性。
同时,皮革生产过程一个工序中常常使用多种有机物,这些不同有机物进入水体环境中其生物降解性能将相互影响。对于皮革化学品单基质条件下的生物降解性能研究,可一定程度上反映皮革化学品在污水处理过程中的降解能力,但难以反映其真实降解情况,而对皮革化学品复合污染物的生物降解影响的研究,其结果更能反映皮革化学品在废水处理过程中的实际处理能力。
综上所述,复合污染化学研究方法的引入,对于皮革行业具有重要的现实意义和必要性。
2 EDOM对ROP生物降解的影响机理
易降解有机物对难降解有机物的生物降解促进作用主要基于以下3种原理:
(1)基于生长代谢原理,利用E-DOM促进ROP的生物降解;
(2)基于共生代谢原理,利用E-DOM促进ROP的生物降解;
(3)基于EDOM对ROP理化特性的影响改变其生物可利用性。
实际上,有机物的生物降解性能主要由其在环境中的生物可利用性所决定。所谓生物可利用性是指有机物进入生物体内并被利用的难易程度,以及可能产生的生物毒性。以上3种原理其实是EDOM从不同方面改变ROP的生物可利用性[5]。
2.1 基于生长代谢原理促进ROP的生物降解
由于EDOM易为微生物所利用,而ROP(或其降解中间体)对微生物具有毒害作用,以致具有ROP的水体中,因EDOM的缺乏而导致其在环境中的生物活性低。因此,在该体系中添加EDOM作为营养物质,直接刺激了微生物的普遍生长,提高了体系中微生物的活性,也就可能促进ROP的降解。该原理的实质是通过EDOM的添加来刺激ROP生物降解相关微生物种群的生长和活性,从而提高ROP的生物降解性。因为EDOM基于生长代谢而促进ROP的降解,所以在共基质条件下,ROP的降解初始时间常常会滞后于EDOM的降解。例如Ostberg[6,7,8]在研究中发现,麦秸等有机物发酵腐烂时释放出乳酸、氨基酸等E-DOM,可有效促进十六烷的生物降解性能。刘晓春[9]等人在对多种糖类物质对原油降解促进作用研究中发现,葡萄糖和淀粉在无分子氧环境下也能提高苯的生物降解率,杨檬等人[10]认为这是由于加入淀粉和葡萄糖等易降解基质后,可提高微生物的活性,进一步提高了微生物对有毒有害物的抵抗性,从而提高了苯的降解率。
2.2 基于共生代谢原理促进ROP的生物降解
共生代谢原理认为,ROP单独存在时难以被微生物降解,微生物难以获得足够碳源和能源以维持生长和合成降解酶,而向这样的体系中添加E-DOM时,可为微生物的生长、繁殖提供较好的碳源和能源,也为水中难降解有机物的降解创造了条件。该原理的实质是,某些微生物种群在利用E-DOM生长的过程中,会对某种非生长底物的ROP产生降解作用,因此E-DOM基于共生代谢而促进ROP的降解,EDOM和ROP的降解多是同时进行。如Ezzi[11]研究发现,以葡萄糖(4.5g/L)为共基质物质,可有效提高真菌降解氰化物(初始浓度为2000mg/L)的速率。Lee[12]等人则在外添碳源对Pseudomonas putida G7降解萘的影响研究中发现:在基质中添加丙酮酸盐可明显提高微生物对萘的适应速度,从而加快萘的降解。另外在共生代谢现象中也出现了难降解有机物之间的促进作用,比如几种降解萘的Pseudomonas spp.能够代谢单氯萘,但是氯萘本身并不支持它们的生长,这种单氯萘共代谢所需的酶来自于萘的诱导;当用联苯诱导、苯甲酸(盐)供给生长时,一种Acinetobacter共培养能够共代谢降解多氯联苯和3,4-二氯苯甲酸(盐)[13]。
2.3 基于EDOM对ROP理化特性的影响改变其生物可利用性
有关研究结果表明,部分ROP难降解的原因是由于其生物可利用性太小。某些EDOM的存在可改变目标污染物的水溶性、吸附性等理化特性,增加ROP与微生物的接触概率,甚至某些EDOM可与ROP发生络合降低其生物毒性,或形成易降解物质,从而增加ROP的生物可利用性,改善其生物降解性。例如原油难降解的部分原因是因为其属于油溶性物质,而大部分酶属于水溶性物质,酶难以接近原油使其化学键断裂。基于该原理,裴晓红[14]等人的研究表明,在原油中添加部分表面活性剂以增加水体中的水油界面,增大酶与原油接触的机率,可促进原油的降解。另外Eric等人[15]研究发现,某河流入海口中存在的水溶性有机物(DOM),可与苯胺形成易生物降解的共价螯合物,使苯胺降解率提高了50%。而Graham[16]在研究中发现,天然有机物(NOM)可有效促进污泥对十二烷基硫酸盐(SDS)的生物降解,其实质是沉积物表面的NOM促进了污泥对SDS的吸附,从而提高了沉积物表面微生物催化SDS降解的可能性。
EDOM对ROP生物降解的影响无论是基于何种原理,在降解体系中添加适量的适宜EDOM,均可在一定程度上促进ROP的降解。相对于生长原理和共生原理,通过改变ROP性质从而提高其生物降解的方法仅起辅助作用[5]。相较而言,基于共生代谢原理的生物处理方法不存在滞后期,可有效缩短适应期,但与ROP结构相似且易降解的有机物较难寻找,有一定的限制。而多数情况下,添加任何EDOM都可能基于生长代谢原理对ROP的生物降解具有一定的促进作用。因此,对于尚未发现有效生物处理方法的有机物,利用生长代谢原理的生物处理方法相对较易实现ROP降解的强化。
3 复合污染物生物降解相互影响的测定方法
3.1 基于特异性参数的基质去除率测定
在复合污染物生物降解的相互影响研究中,常在共基质条件下,利用被测有机物自身物理化学特征,用特性指标(受试物的浓度)来确定物质的生物降解性。测定被试验化合物和代谢产物浓度的变化常用的分析、分离技术有:薄层色谱法(TLC)、气相色谱法(GC)、高压液相色谱法(HPLC)、凝胶渗透色谱法(FS)、红外光谱法(IR)和气质联用法(GC/MS)等。有时也用到1H或13C核磁共振谱(NMR)。
为了探讨复合污染物的降解途径和研究其反应机理,还可用到放射性标记化合物和用液体闪烁记数器测量追踪标记的原子或基团归宿,这对准确判断复合污染物的降解途径很有意义。测定受试物的浓度虽然比较直观,但只能了解其表观降解程度,即初级生物降解性,EDOM对染料生物降解性影响的研究常使用该方法。陈刚等人[17]在研究葡萄糖在厌氧条件下对活性黑KN-B5的生物降解影响中,使用紫外-可见光分光光度计,对不同基质溶液在培养前后的吸光度进行了测定,以确定葡萄糖、活性黑KN-B5初始质量浓度,对活性黑KN-B5生物降解效果的影响。该方法一方面只能反映难降解物质的表观降解程度,另一方面因为多需要特殊试验仪器,测试试样较多时成本过高。同时由于复合污染物以及降解产物之中不能有影响受试物质特征指标的物质,也影响了该种方法的广泛应用。
3.2 基于贡献因子的降解影响测定
复合有机污染物的相互作用受驯化污泥的影响较大,即使对于2种相同的有机污染物,驯化污泥不同,则作用机制也不同。而在同种驯化污泥中,复合污染物各组分浓度相近的条件下,可近似认为2种有机污染物相互影响效应相同,故可基于贡献因子的定义列式计算复合污染物相互影响程度。这里首先介绍几个概念:
(1)共基质理论比降解速率:指2种或2种以上基质共存时,没有考虑基质之间的竞争、抑制等相互作用时,按公式计算出的在单位污泥浓度条件下,各基质的降解速率。
(2)共基质实际比降解速率:指在共基质条件下复合污染物在单位污泥浓度条件下,实际测得的总降解速率。
(3)贡献因子:由于基质之间存在着相互作用,实际降解速率与理论降解速率之间存在着差别。贡献因子指共基质中某基质实际比降解速率与理论比降解速率的比值。以Ci表示,下标i表示第i种基质。可根据试验条件的不同,选择不同活性污泥动力学模型测定共基质比降解速率。
现以Monod降解模型为例说明Ci的计算方法。当存在2组分共基质时,若物质A驯化污泥对A及B的降解动力学参数分别为K1和K2、qmax1和qmax2,而在共基质中,A和B的浓度分别为S1、S2,X为接种污泥浓度,则它们的理论比降解速率qA、qB分别为:
若在该浓度下实测共基质的比降解速率为qA+B,则根据共基质贡献因子定义有如下关系:
同理,在A和B共基质另一浓度下有关系:
联立求解以上2式,可求得贡献因子C1和C2,根据它们的大小可判定它们相互作用情况,当Ci>1时表示具有促进作用,当Ci<1时表示具有抑制作用。
该方法可充分利用活性污泥单基质动力学模型,以非特征指标为测试指标,在共基质条件下不需要区分各组分的降解,因此可广泛使用。其中非特征指标包括测量生化耗氧量(BOD)、化学耗氧量(COD)、溶解性有机碳(DOC)、总有机碳(TOC)等。同时如果组分B对组分A驯化污泥活性有抑制作用,或受试有机物在单基质条件下不能被降解,则可用生化耗氧量(BOD)或产气量为表征,利用活性污泥耗氧动力学模型或产物动力学模型计算贡献因子。如瞿福平[18]等人在氯苯类同系物共基质条件下相互作用的研究中发现,对二氯苯和1,2,4-三氯苯对氯苯、邻二氯苯和间二氯苯驯化污泥活性均有抑制作用,因此以耗氧量为表征,利用Eckenfelder耗氧模型-dO2/dt=K·X·S·ThOD计算贡献因子。
由于该方法不需要区分共基质下各组分的降解,可广泛用于复合污染物相互作用的结构-效应关系研究,但因为该方法在贡献因子的计算过程中,对复合污染物相近组分浓度的贡献因子在数学上作了近似处理,因此无法用于复合污染物相互作用的剂量-效应关系研究中。但由于其应用的广泛性及试验条件易获得性,值得推广。
3.3 基于动力学模型的特征参数测定
复合污染物生物降解相互影响的动力学模型的建立,需要以多底物微生物生长动力学模型为理论基础。在复合培养基微生物的生长过程中,有价值和容易利用的底物成分短时间内即被耗尽,为了利用剩余成分,微生物必须首先合成相应的降解酶,细胞通过许多过渡,并产生一系列生长期,每个生长期的生长速率都逐步下降。以双底物为例出现了底物依次利用、同时利用和两者交叉过渡的几种情况。
1977年Yoon[19]根据微生物生长理论,引入微生物生长过程中存在一个可与原有微生物和底物可逆转化中间状态的概念,同时进一步假设微生物比生长速率由该中间状态转化为新生污泥的速率常数所决定,采用稳态近似法,推导出多底物体系的一般化Monod模型:
式中,参数μ是微生物比生长速率,KS是底物半最大降解速率浓度,ai是计量系数,反映了底物之间的微生物生长抑制作用程度。式中的μmax和KS可通过单基质条件下微生物生长monod模型求得,对于n个底物,上式则可推广为:
式中,化学计量系数aij=1(当i=j时)。但由于在多底物条件下,由一种底物诱发的新生微生物,常常也会对另外的底物产生降解,因此该公式无法简单转化为降解模型,但可以用该公式了解复合污染物的污泥微生物生长情况。
在多底物微生物生长模型研究的基础上,Criddle[20]建立了有机污染物降解的共代谢反应模型。该模型只适用于共代谢研究,即底物同时利用,但某类底物不支持微生物生长的情况,该模型将底物分为生长性底物和非生长性底物,微生物生长过程中,生长底物为生长速率限制性底物,共代谢整体模型如下式所示:
式中,mS为维持系数,在该公式中表示单位干重质量的活性污泥,在单位时间内因为维持代谢(包括为了维持细胞内外化学物质梯度、细胞的运动、胞外物质向胞内的主动运输、修复受损的分子和结构等,与细胞生长没有直接关系的生理活动)所消耗的生长底物浓度;(mS)co表示维持过程中生长性底物的共代谢消耗项;qg表示生长底物比降解速率;(qg)生长表示由于微生物生长所引起的生长底物比降解速率;qc为非生长性底物的比降解速率;Ym表示菌体生长真实产率(Mb/Mg);Tcb*为内源性衰减不存在时的真实生物量转化容量,该系数越小,表示复合底物的毒害性越大;b=Ym×ms为微生物处于内源呼吸所消耗的微生物比生长速率。
利用Runge-Kutta数值解方法,用计算机对模型的3个方程同时求解,可解出生长底物、非生长底物及生物量浓度随时间变化曲线,对于复合有机污染物生物降解相互影响研究,是一个较好的模型工具。
瞿福平等人[21]在易降解有机物对氯代芳香化合物好氧生物降解性能的影响研究中,总结剂量-效应关系时建立了一个与米-门氏公式形式相似的经验模型:
式中所示的ΔEmax含义为最大生物氧化率增加值,Kcb的含义为达到最大生物氧化率增加值一半时的易降解BOD5浓度值,可称为半最大增加常数,而BOD5的含义为共基质中添加的易降解有机物的5d生物耗氧量;E为生物氧化率,E0为单基质条件下受试物的生物氧化率,(E-E0)为投入易降解BOD5后受试物的生物氧化率增加值;O生化为生化呼吸耗氧量,O内源为内源呼吸耗氧量,SS为接种污泥(活性污泥)浓度,ThOD为反应瓶内受试物的理论需氧量。
该公式各数值较易测得,可用于易降解有机物对难降解有机物好氧生物降解影响的剂量-效应研究,但该公式对污泥活性抑制作用在数学上作了近似处理,而大部分ROP之所以难以降解,其主要原因是因为ROP多对微生物活性具有广谱的抑制作用,因此当ROP的抑制作用较小时,可通过上面3.2中介绍的公式计算贡献因子,用贡献因子对易降解BOD5浓度值进行校正,但当ROP对活性污泥微生物活性抑制作用较大时,不可使用该公式。
3.4 复合污染物测定方法在皮革化学品中的应用探讨
现有的复合污染物生物降解相互影响的测定方法都具有一定的应用范围,未发展出具有广谱应用的测定方法。而皮革化学品作为一类精细化工产品,也有其自身的特点。由于不同类的皮革化学品其物理化学性质也不同,所适用的生物降解相互影响的测定方法也有所不同。在皮革生产过程中主要的有机污染物有:表面活性剂、有机鞣剂、加脂剂、染料等几类。以下根据各类皮革化学品的自身特点,讨论其适用的测定方法。
3.4.1 表面活性剂
表面活性剂单基质条件下的生物降解常常要求在较低浓度下进行,因为高浓度的表面活性剂会降低微生物的活性,同时对其它污染物组分的降解也有强烈的抑制作用,然而在低浓度条件下,其生物降解性能优越于有机鞣剂和染料,同时由于其亲水亲油的两亲特性,存在改变难降解有机物性质从而提高生物可利用性的可能性,同时,在水体环境中可提高基质底部的气质传递作用[22]。因此,可在皮革化学品复合污染物研究中,以表面活性剂作为易降解组分。但由于表面活性剂多是无色,且结构复杂难以用特征基团为其浓度指标,因此,基于特征指标的测定方法难以应用于表面活性剂降解影响的初步探索,但可利用贡献因子定义对表面活性剂降解影响的结构-效应进行研究。
3.4.2 植物鞣剂
有机鞣剂按其结构特征可分为植物鞣剂和合成鞣剂,植物鞣剂的主要成分是单宁类物质,即具有多酚结构,大量研究表明植物单宁对微生物具有广谱的抑制作用[23]。因此,根据生长原理在基质中加入部分EDOM,即可增加微生物的生长和活性,从而促进植物单宁的降解。植物鞣剂在好氧条件下多属于可降解物质,因此可利用贡献因子对植物鞣剂好氧降解影响的结构-效应进行研究。同时由于植物鞣剂的多酚结构,并对微生物抑制作用较小,因此可仿照瞿福平所建立经验模型的原理,建立易降解有机物对植物鞣剂降解影响的经验模型,从而进行植物鞣剂好氧降解影响的剂量-效应研究。
3.4.3 皮革加脂剂
皮革加脂剂中具有2个主要成分,一个是油成分(或称中性油),多采用天然油脂或与天然油脂结构相似的合成油脂,另一个成分为乳化成分(也称之为活性成分)即表面活性剂。加脂剂在降解过程中首先水解生成小分子醇和脂肪酸,其中小分子醇可以直接进入细菌内刺激其生长,脂肪酸在好氧条件下分解成CO2和H2O,并释放出大量能量,而在厌氧条件下还会产生大量还原性H2,可促进生化反应中的还原作用,同时这些小分子有机物还可为难降解有机物降解相关酶的合成提供碳源。而加脂剂的乳化成分也存在改变难降解有机物的吸附能力和溶解性的可能性,从而影响其降解。但加脂剂生物降解影响的研究,需根据所添加的难降解有机物的物理化学性质所确定。
3.4.4 染料
合成染料在好氧或厌氧条件下以单基质存在,多属难降解有机物,然而大量的共基质染料降解研究都表明,糖类物质对于染料不论好氧降解还是厌氧降解都具有显著的促进作用,这是由于糖类物质对染料降解酶合成提供碳源和能源的同时,好氧降解过程中也降低了微环境的氧含量[24]。然而根据皮革废水自身特点(实际含有大量油脂和蛋白质类易降解有机物),皮革行业应对油脂和蛋白质类易降解有机物对染料降解的影响进行研究。根据染料自身颜色的物理特性,可利用色度作为特征指标对染料降解影响进行初步探索,同时,由于染料作为唯一碳源生物降解较难,因此,可以染料作为非生长性基质,利用共代谢动力学模型对染料的降解影响进行进一步探索。
3.4.5 剂量-效应研究
从上可见,基于贡献因子定义的测定方法对于皮革化学品复合污染物生物降解相互影响的结构-效应研究具有广谱适用性,但在剂量-效应研究中并不存在具有广谱适用的测试方法,因此,建立针对各类皮革化学品生物降解影响的剂量-效应的动力学模型也是在复合污染物研究中需待解决的主要问题之一。
4 结束语
(1)国内外对复合污染物生物降解相互影响机理的研究较少,多集中于易降解有机物对难降解有机物促进作用的机理研究,同时国内对以ROP为共代谢基质的微生物种群的研究开展较少,随着DGGE(可用于核苷酸分离纯化的变性梯度凝胶电泳)技术等新环境微生物检测技术的出现,应加深EDOM对ROP降解促进机理的研究,并且对难降解物质之间促进降解现象的作用机理进行探索。
(2)对于复合污染物生物降解相互影响的测定方法依然较少,不如单基质条件下有机物好氧生物降解性能测定方法发展全面,各方法都有一定的局限性,有较大的发展空间。随着近几年复合污染化学逐步引起学术上的重视,复合污染物生物降解相互影响测定方法的研究也将成为一个重要的研究方向。
(3)随着近年来人们对皮革化学品生物降解性能的日趋重视,皮革化学品复合污染物生物降解相互影响的研究对于皮革行业清洁化生产有其重要的现实意义和必要性。
摘要：论述了皮革化学品复合污染物生物降解相互影响研究的必要性。基于生长代谢原理、共生代谢原理以及通过改变难降解有机物的性质增加生物可利用性等角度,介绍了易降解有机物对难降解污染物生物降解的影响机理,综述了国内外该方面的研究进展,并详细介绍了现有复合污染物生物降解相互影响的测定方法,分析了各种方法的应用条件及有待深入研究的问题,探讨了各种方法在皮革化学品复合污染物生物降解相互影响研究中应用的可能性。