纳米材料的生物毒性

纳米材料的生物毒性（通用10篇）

纳米材料的生物毒性 篇1

1 引言

最近几年, 我国社会经济飞速发展, 工业生产发展迅速, 由此带来的工业水污染情况日益严重。为进一步了解工业废水的污染情况, 我国目前已积极研发出高效、灵敏的环境检测方法, 其中可划分成理化分析和生物毒性监测两类方法。理化分析方法主要应用是测试工业废水中的常规指标, 该方法操作简便, 使用简单。但工业废水中往往会混有一些有毒物质, 理化分析方法只能简单测定某一项有毒物质的浓度及超标情况, 无法真实反映水中污染物的生物学毒性和综合累积效应。生物毒性监测能连续监测污染物对水质环境的影响, 全面分析经处理后水体的综合毒性, 为水质环境评价提供可靠的参考数据。

2 工业废水中生物毒性种类

生物毒性是指废水中能对生物机体带来损害的性质和能力, 一般包括以下3种类型:

(1) 急性毒性和慢性毒性。急性毒性是指生物机体在一次接触或24小时内多次接触外源化学物质之后, 在短期内出现的毒性效应, 这种效应是迅速而强烈的;相反, 慢性毒性是指生物机体在长期内多次接触外源化学物质所出现的毒性效应, 这种效应相对迟缓, 需要较长的试验期才能检测出来, 具体试验期长短需求根据受试验物质的具体要求和实验机体的物种来决定。 (2) 致突变性和遗传毒性。致突变性和遗传毒性是指生物机体与外源化学物质相互接触后, 直接损坏DNA遗传物质或引起染色体上的基因变化的化学效应。这种毒性会引起遗传物质突变, 从而造成遗传物质复制错误、染色体形态和结构改变, 引起遗传物质缺失和疾病。 (3) 内分泌干扰性。内分泌干扰性是指能够对生物机体内分泌功能带来改变, 同时对生物机体、后代产生有害作用的外源化学物质所引起的影响。在工业生产过程中产生的内分泌干扰物主要包括烷基酚类、金属类、邻苯二甲酸酯类、多氯联苯类等。

3 工业废水中生物毒性测试的研究进展

3.1 急性毒性测试

就目前而言, 我国急性毒性测试方法主要分为发光细菌毒性试验、藻类毒性试验、鱼的毒性试验和蚤类毒性试验等四类。

(1) 发光细菌毒性试验。发光细菌具有发光功能, 可以在正常生理过程中发出蓝绿色光。一旦发光细菌与毒性物质相接触, 其呼吸作用会受到干扰, 从而影响其正常生长, 发光作用被抑制。发光细菌急性毒性测试就是利用发光细菌的发光性来设计的, 通过测定工业废水样品短期内发光细菌的发光抑制程度来判断废水样品对生物代谢活动的影响, 从而检测工业废水中的生物毒性。 (2) 藻类毒性试验。作为水生生态系统中的重要生产者, 藻类植物具有繁殖快速、个体微小、容易分离和培养、对毒物敏感的特点, 而且能够在藻类个体上直接观察到细胞的中毒症状, 是一种简单易得的生物毒性试验材料。藻类毒性试验就是利用藻类这一鲜明特点, 来判断工业废水中生物毒性程度。 (3) 鱼的毒性试验。鱼类能灵敏感受水体环境的变化, 一旦水体有毒物质达到一定浓度时, 就会引起中毒反应, 造成水体污染。此外, 鱼类数量大、种类多、容易获取, 因此被广泛应用于水体有毒有害物质和废水的生物毒性监测和评价, 便于人们科学制定废水排放标准和水体处理标准, 还有利于人们全面监测水体中生物毒性情况。鱼类对有毒物质的感应比大型水蚤、藻类等灵敏, 对工业废水的毒性监测也十分敏感, 因此, 鱼类急性毒性试验极其便捷、高效、灵敏。 (4) 蚤类毒性试验。水蚤是一种繁殖能力强、分布广泛、灵敏感应多种毒物的浮游动物, 是国际上应用广泛的标准型水体生物毒性实验生物, 但大型水蚤的前期养殖工作较于养殖藻类、发光细菌要困难。水蚤作为工业废水中生物毒性的试验生物, 能有效划分废水的毒性级别, 快速确定优先监测和重点控制的工业污染源。

3.2 遗传毒性测试

目前, 检测工业废水中致突变和遗传毒性的试验包括Ames试验和umu试验。其中, Ames试验是传统的遗传毒性监测方法, 具有敏感、迅速、高效、经济的优点, 多用于测试混合型工业废水的生物毒性, 全面反映多种污染物共同作用的综合效应。umu试验是针对DNA损伤时诱导SOS反应而表达umu C基因这一现象而构建并逐渐完善起来的用于检测水体环境诱变物的短期性筛选试验。该试验方法经济实惠、反应灵敏、快速高效, 而且试验结果与我国绝大部分自来水厂致突变性检测所用的Ames试验结果相一致。在用Ames试验和umu试验检测废水中致突变和遗传毒性时, 还能追踪污染源, 为工业废水的处理和控制提供重要依据。

3.3 内分泌干扰性测试

事实上, 不同内分泌干扰物的化学结构差异较大, 只从结构上分析激素作用是不科学的。目前, 雌激素受体重组基因酵母检测法是我国常用的用于检测废水中类雌激素物质的方法, 其原理是以水体环境内分泌干扰物在生物体内的作用为基础, 该试验方法具有原理简单、经济实惠、操作简单的特点, 因此被广泛应用于工业废水生物毒性检测中。许多工业废水中都会存在生物毒性, 为全面分析水中的生物毒性, 有必要采用多种测试方法综合评价水质的生物毒性。

4 结束语

综上所述, 对工业废水进行生物毒性研究是科学制定水质处理与控制方案的关键, 但生物毒性试验无法有效识别真正引起毒性的污染物质, 难以在实际工业废水处理中高效控制污染物。为此, 在对工业废水进行生物毒性监测时, 应采用多种方法结合的方式, 综合生物毒性试验、化学分离技术、理化分析技术等方法, 有效鉴别工业废水中的毒性物质, 有利于更好地制定科学合理的毒性物质去除方案, 满足水质安全保障要求。另一方面, 由于工业废水中的毒性物质来源广泛, 更存在多种多样的复合型污染物质, 它们之间可能会多种作用, 例如协同作用、及抗作用或叠加作用, 因此, 单一的生物毒性试验有时并不能综合表达废水污染情况, 我们必须更加积极地去探索研究联合毒性监测试验方法, 推动我国工业废水生物毒性处理工艺的发展。

摘要：对污染水体进行生物毒性检验, 可以全面了解污染水体中蕴含的综合毒性, 从而预测和控制水体中化学物质污染情况。近年来, 我国工业废水处理中都会对其进行生物毒性检测, 以进一步预测和控制水体中的污染物质, 提高工业废水处理成效。本文主要深入研究我国目前工业废水的生物毒性种类及检验方法, 为相关研究提供一些参考。

关键词：工业废水,生物毒性,试验,研究

参考文献

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[4]曹宇.农药工业废水的生物毒性评价研究[D].长安大学, 2015 (04) .

纳米材料的生物毒性 篇2

以白洋淀PFU(Polyurethane Foam Unit)微型生物群落为种源(epicenter),评价上游工业废水的生态毒性.结果表明,在反映原生动物群集过程的3个参数Seq、G和T90%中,Seq与工业废水体积分数(ψ)呈负相关.根据其回归方程Seq=42.22857-0.33374ψ(R2=0.904 2,P<0.01)推算出工业废水的.效应浓度EC5、EC20和EC50,分别为6.3%、25.3%和65.2%.以此确定上游工业废水对白洋淀微型生物群落的无效应浓度为6.3%,最大允许浓度(MATC)为25.3%.图3表2参19

作 者：李凤超 冯伟松 王军霞 王宏伟 管越强 沈韫芬 LI Fengchao FENG Weisong Wang Junxia WANG Hongwei GUAN Yueqiang SHEN Yunfen 作者单位：李凤超,王军霞,王宏伟,管越强,LI Fengchao,Wang Junxia,WANG Hongwei,GUAN Yueqiang(河北大学生命科学学院,河北,保定,071002)

冯伟松,沈韫芬,FENG Weisong,SHEN Yunfen(中国科学院水生生物研究所,武汉,430072)

纳米材料的生物毒性 篇3

关键词：双酚A 毒性 食品包装 降解

中图分类号：TS206 文献标识码：A 文章编号：1672-5336（2014）08-0064-02

食品包装材料是指包装、盛放食品用的纸、竹、木、金属、搪瓷、陶瓷、塑料、橡胶、天然纤维、化学纤维、玻璃等制品和接触食品的涂料。近年来国内外发生的多起食品安全事件，如PVC塑料薄膜风波、雀巢婴儿牛奶ITX污染事件、回收PC塑料加工饮用水桶事件等，无不与食品包装材料的安全性有关。随着人们对食品安全的日益关注，作为与食品直接接触的包装材料的安全性也备受关注。

1 食品中双酚A的主要来源

双酚A（BPA）是一种重要的有机化工原料，主要用于生产聚碳酸酯、环氧树脂等多种高分子材料。由于双酚A是聚碳酸酯与环氧树脂产品的一个重要单元结构，因此被广泛应用于聚氯乙烯塑料袋抗氧化剂中。在塑料制品的制造过程中，添加双酚A可以使其具有透明、耐用、轻巧和防冲击性等特性，尤其能防止酸性蔬菜和水果从内部侵蚀金属容器，因此在罐头食品、饮料包装、奶瓶等产品的制造过程中，双酚A发挥了重要作用，然而，也不可避免的导致食物与双酚A接触。双酚A具有毒性以及严重的不确定副作用，食品包装内部含有双酚A的化学成分会因为直接接触食品而向食品发生迁移，如果迁移量超过一定界限，就会影响到食品安全。因此，过量地使用双酚A将会威胁人类的身体健康。

已有研究证明双酚A能够从双酚A制品中迁移到食物中。Cao et al.（2010）[1]研究发现，在罐头蔬菜中双酚A含量为9-48ng/g，饮料中双酚A含量低于检测线2ng/g，金枪鱼罐头产品中双酚A的浓度最高，平均值和最大值分别为137和534ng/g。在浓缩汤产品中双酚A的浓度明显高于那些即食汤产品，双酚A在浓缩汤和即食汤中的平均值和最大值分别为105、108ng/g和15、34ng/g。双酚A在加热状态下更易从双酚A制品中逸出，Lim et al.（2009）[2]研究发现，与室温条件相比， 100℃微波加热装满食物的聚碳酸酯瓶9min，提高了双酚A的迁移水平，在米饭中的迁移水平从6μg/L提高到18μg/L，在猪肉中的迁移水平则从5μg/L提高到15μg/L。由于双酚A广泛地用于食品及饮料包装的制作中，因此，食物是消费者接触双酚A的主要来源。成年消费者暴露在双酚A下的浓度平均值为36ng/kgbw/d，使用PC奶瓶的婴儿所暴露的浓度平均值为792ng/kgbw/d，其中婴儿所暴露下的双酚A浓度上下限分别为1690与400ng/kgbw/d（Von Goetz et al.，2010）[3]。而世界卫生组织规定成人每日可容忍摄入量为0.4-1.4μg/kgbw，最坏的摄入量为4.2μg/Kgbw。

2 双酚A的生理毒害效应

已有的研究证明，双酚A具有类雌性激素的功能，会增加女性患乳腺癌的危险。研究人员给怀孕小鼠喂了微量的双酚A，该剂量相当于人类在日常生活中接触到的剂量，发现出生后的小鼠在30天时（青春期）乳腺细胞数量和乳腺末端芽组织密度大幅增高，而这些变化是人或动物发生乳腺癌的危险因素。Yigit et al.（2010）[4]研究发现，母鸡子宫暴露在67μg/g与134μg/g的双酚A下，子宫管状腺体密度和鞘膜粘膜厚度降低，表明高剂量双酚A对胚胎发育有不利影响。此外，双酚A还能够诱导细胞活性氧的产生，而氧化胁迫对女性的疾病病理如子宫内膜炎起重要作用，通过影响怀孕时的卵细胞成熟、卵巢类固醇生产、排卵、黄体融化和黄体维护来影响女性的整个生殖过程（Yi et al.，2011）[5]。由于双酚A的大量使用，许多植物不可避免地受到双酚A污染。高浓度的双酚A会抑制植物的生长，还会干扰植物生殖功能并且具有致畸性（Speranza et al.，2011）[6]。此外，双酚A可以与镉、紫外线发生协同作用，加重他们对机体的伤害。

3 双酚A的降解方法

3.1 生物方法

生物降解是利用从自然界筛选得到的或人工改造得到的可代谢双酚A的微生物对其进行降解，双酚A能够在各种环境中进行生物降解。有研究报道称河流中的双酚A能够在4天内被细菌降解。MV1细菌能够将双酚A降解为4-羟基苯甲酸，且Loffredo et al.（2010）[7]的研究证明，一些微生物能够抑制双酚A的活性。日本学者发现，真菌可以清除溶液中双酚A的活性，并且真菌中提取的过氧化物酶对降解双酚A具有重要作用。也有研究证明某些植物也具有降解双酚A的能力，植物对双酚A代谢方式主要分为羟基化与氧化两种方式。Watanabe et al.（2012）[8]对马蛇子代谢双酚A机理研究发现，双酚A被羟基化后，最终被氧化成醌类化合物。此外，Xuan et al.（2002）[9]的研究发现从土豆、蔬菜中提取出来的酶提取液能够将双酚A氧化，并且其氧化产物C15H16O3的雌激素活性明显低于双酚A。

3.2 物理方法

双酚A是一种有机物，可以通过吸附的途径去除。双酚A能够被活性炭有效吸附，双酚A和木质材料或活性炭之间的亲和力是相似的，它们的弗兰德里希常数和温度均比活性炭的高，因此，木质材料能有效地吸附双酚A。Karim and Husain（2010）[10]的研究表明，吸附在载体上的过氧化物酶能够有效吸附并去除双酚A。此外，有些植物根部具有亲脂特性，对于吸附、降解双酚A具有重要作用（Okuhata et al.，2010）[11]。

3.3 化学方法

双酚A可以通过电化氧化和光催化的方法进行降解。用碳纤维做电极，在中性水溶液中，双酚A会被氧化，在电极的阳极形成薄膜，从而达到去除目的。双酚A在有氧条件下能够被降解，Toyama et al.（2009）[12]研究发现芦苇能够刺激根际沉积物中双酚A降解细菌的活性，而在缺氧沉积物中细菌活性受到抑制，降解途径主要以化学氧化为主，需氧植物与降解细菌对双酚A的降解具有协同效应。亦有研究表明，运用芥菜型油菜合成的混合碳纳米管可以增强光催化的双酚A的降解效率（Qu et al.，2012）[13]。

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4 展望

双酚A广泛地应用于食品包装的生产中，不可避免地对食品包装材料的安全性带来影响，过量地添加双酚A对人类的健康造成威胁，因此，在食品包装的制造過程中，应限制双酚A的使用。目前，加拿大、美国、丹麦等多个国家和地区发布了关于食品包装及食品接触材料、容器及器皿中禁止使用双酚A的法律法规。我国也出台了食品接触材料中双酚A检测的新标准，但仍不能和国际接轨。因此，除了出台更为严格的法律法规，在食品包装的制造中采用物理吸附以及生物降解的方法也能减少双酚A对食品安全的威胁。此外，改良包装材料的高分子特性，如使用植物类或食品类等对人体无损害作用的原料制作包装材料，能减少食品包装带来的安全问题。

参考文献

[1]Cao XL et al. Bisphenol A in canned food products from Canadian markets. Journal of Food Protection. 2010；73：1085-9.

[2]Lim DS et al. Potential risk of bisphenol A migration from polycarbonate containers after heating， boiling， and microwaving. Journal of Toxicology and Environmental Health， Part A. 2009；72：1285-91.

[3]Von Goetz N et al. Bisphenol A： how the most relevant exposure sources contribute to total consumer exposure. Risk Analysis. 2010；30：473-87.

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[5]Yi B et al. Inhibition by wheat sprout juice of bisphenol A induced oxidative stress in young women. Mutation Research/Genetic Toxicology and Environmental Mutagenesis. 2011；724：64-8.

[6]Speranza A et al. The environmental endocrine disruptor， bisphenol A， affects germination， elicits stress response and alters steroid hormone production in kiwifruit pollen. Plant biology. 2011；13：209-17.

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[9]Xuan YJ et al. Oxidative degradation of bisphenol A by crude enzyme prepared from potato. Journal of agricultural and food chemistry. 2002；50：6575-8.

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[11]Okuhata H et al. Floricultural（Salvia） plants have a high ability to eliminate bisphenol A. Journal of bioscience and bioengineering. 2010；110：99-101.

[12]Toyama T et al. Biodegradation of bisphenol A and bisphenol F in the rhizosphere sediment of Phragmites australis. Journal of bioscience and bioengineering. 2009；108：147-50.

[13]Qu J et al. Synthesis of hybrid carbon nanotubes using Brassica juncea L. application to photodegradation of bisphenol A. Environmental Science and Pollution Research. 2012：1-8.

聚丙烯酰胺对水生生物的毒性研究 篇4

1材料与方法

1.1受试生物

实验藻类为斜生栅藻, 藻种在通过高压灭菌后的容器中进行转接培养使藻类同步生长, 经过5-6天的扩大培养后进行浓缩收集藻液。将收集的藻液放在500 m L的烧杯中, 加入150 m L的实验液。实验条件为常温, 光照强度5000 lx, 光暗比12 h:12 h, 藻类密度104/m L, 培养基1/2f[2]。

实验滤食性浮游动物为大型蚤, 将孵化后小于24 h的幼蚤放在500 m L的烧杯中, 加入200 m L的实验液, 实验所用的自来水需要暴晒去氯。实验条件为温度25C°, 光照强度5000 LX, 光暗比14 h:10 h[3]。

实验鱼类为斑马鱼, 选用体长约为25 mm的斑马鱼, 将斑马鱼放在鱼缸内驯养6 d左右, 鱼缸水温常温。

1.2实验药剂

丙烯酸及丙烯酸甲酯、丙烯酸乙酯、丙烯酸丁酯均为化学纯级别。根据试验的要求配制10 000 mg/L母液备用, 试验当天进行稀释配成不同浓度的标液。

1.3毒性试验

丙烯酸对藻类的浓度为10 mg/L、20 mg/L、40 mg/L、80 mg/L、100 mg/L;对大型蚤的浓度为10 mg/L、40mg/L、100 mg/L、150mg/L、300 mg/L、400 mg/L;丙烯酸及丙烯酸甲酯、乙酯、丁酯对斑马鱼浓度为2.0 mg/L、4.0 mg/L、8 mg/L、16 mg/L、48 mg/L、60 mg/L。没有加标液的作为空白对照, 做3个平行试样。将这些不同浓度的标准物质对这些生物进行培养, 从而得到哪种浓度对这些水生生物具有急性毒性。

1.4实验数据的计算方法[4]

2结果

2.1藻类生长抑制毒性作用

聚丙烯酰胺溶液达到浓度为61.5±10.6 mg/L时, 对斜生栅藻产生明显的抑制效果, 斜生栅藻在丙烯酸溶液中受到毒性的影响, 细胞颜色变浅色素分解, 游动能力减弱游泳能力丧失, 最终导致细胞死亡。具体结果见表1。

2.2对大型蚤的毒性作用

聚丙烯酰胺溶液达到浓度为127.3+15.6 mg/L时, 对大型蚤起到明显的抑制作用, 其主要表现为游泳能力减弱。具体结果见表1。

2.3对斑马鱼急性毒性作用

聚丙烯酰胺溶液达到浓度为15.4+4.7 mg/L时, 对斑马鱼起到明显的抑制作用, 斑马鱼的鳃部逐渐充血变黑, 游泳能力明显下降, 中毒严重的鱼开始失去平衡无法正常游动, 最终导致死亡。具体结果见表1。通过研究丙烯酸酯类物质对斑马鱼的急性毒性的研究, 可知丙烯酸甲酯浓度为14.8+2.1 mg/L、丙烯酸乙酯浓度为15.79+2.2 mg/L、丙烯酸丙酯浓度为18.5+2.7 mg/L, 斑马鱼就会出现异常现象。

3讨论

使用丙烯酸及丙烯酸酯类物质分别对不同水生生物进行实验中表明, PAM浓度的升高其急性毒性对藻类、大型蚤、斑马鱼等生物都有明显的生理影响, 毒性对藻类的细胞造成了破坏和损伤, 在浓度达到一定水平时导致藻类死亡;对大型蚤也造成了明显的毒性损伤, 导致其游动能力减弱失去游泳能力;PAM浓度升高的过程中对斑马鱼的影响较为显著, 斑马鱼的鳃有明显充血的现象, 最终会造成斑马鱼无法游动甚至死亡。由于试验条件的限制, 本研究只是对藻类的斜生栅藻, 而浮游生物中的大型蚤, 鱼类中的斑马鱼进行了研究。

PAM在水中溶解后产生的丙烯酸、丙烯酸酯类物质会对水生物产生毒性作用[5], 所以如果自然环境中的水系统遭到PAM的污染, 水生物就会受到毒性影响, 通过生物链对整个生态系统造成影响, 最终会使人类生活受到影响。所有使用PAM的行业都应加强控制尤其是造纸、石油等生产环节, 同时也希望能够通过实验结果警示人们安全使用PAM。

参考文献

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[2]曹秀明, 谢佳宁, 万晓峰.聚丙烯酰胺对斑马鱼的急性毒性、亚急性毒性的研究[J].Conference on Environmental Pollution and Public Health, 2012, 16 (7) :795-798.

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纳米材料的生物毒性 篇5

轨道车辆防火验证中材料烟毒性的验证方法

通过对国内外技术标准中轨道车辆烟毒性检测方法的介绍,对各种烟毒性检测分级方法进行了比较.结合国内工厂橡胶件检测实例,分析了国内方法的优势和劣势.并提出了应制定我国轨道交通车辆材料烟毒性检测的国家标准,建立轨道车辆防火安全检测体系等建议.

作 者：蒋志文 林国斌 JIANG Zhi-wen LIN Guo-bin 作者单位：国家磁浮交通工程技术研究中心,上海,04刊 名：电力机车与城轨车辆英文刊名：ELECTRIC LOCOMOTIVES & MASS TRANSIT VEHICLES年，卷(期)：33(1)分类号：U270.4关键词：轨道车辆 防火 烟毒性 技术标准

纳米材料的生物毒性 篇6

汞在自然界中分布极广,几乎所有的矿物中都含有汞。由于其分布范围较广,对环境和人体造成的危害大,并且具有极强的迁移性,因此汞污染的防治是世界污染物防治的重要课题。汞被联合国环境规划署列为全球性污染物,是除了温室气体外唯一一种对全球范围产生影响的化学物质,具有跨国污染的属性,已成为全球广泛关注的环境污染物之一[1]。基于此,对于汞的理化性质,汞污染的来源,汞在环境中的迁移转化以及汞污染对生物体造成的毒害性这几个方面进行了解很有必要。

2汞元素的理化性质

汞是比较稳定的重金属元素,能够以游离态存在于自然界中,是在室温下唯一的液体金属。汞易与金、银、 钠和钾等几乎所有的普通金属形成合金,称为汞齐[2]。 汞的熔点低,为-38.8 ℃。汞在融化时,即开始有蒸发,故在0℃时就有一定的汞蒸汽,温度越高,汞蒸汽释放的越多,因此具有较大的挥发性,汞蒸汽无色无味但是有很大的毒性。汞的沸点高,为365.58 ℃。汞是一种可以在生物体内积累的有毒重金属元素,无机汞和有机汞均能够在生物体内积累,通过生物体内积累和食物链能大大提高汞的危害性[2]。汞在自然界中以金属汞、 无机汞和有机汞的形式存在。无机汞主要以游离态Hg2+和Hg+形式为主,有机汞包括甲基汞、二甲汞、苯基汞和甲氧基乙基汞等。

3汞污染的主要来源

工业革命以来,随着工业的飞速发展,以及人们对矿产资源的大量开采和利用,一些重金属元素在不同的领域都得到了广泛的应用。汞在工业、医药、农业和日常生活中应用十分广泛,从而使大量汞由于人类活动而进入环境,随着大气和洋流运动,汞污染遍及全球[3]。

3.1土壤汞污染的来源

土壤中汞的来源是多方面的,主要的污染来自工业污染、农业污染及某些自然因素。如图1所示。

3.2大气汞污染的来源

大气汞污染的来源包括自然来源和人类活动,如图2所示。自然源是大气重要来源,研究指出,全球汞矿化带等土壤汞相对富集区域的汞释放是非常重要的大气汞释放源。而我国西南及东南地区则正好分布在环太平洋汞矿化带上。[4]其中有色金属矿石含有少量的汞,但不易回收,因此在提炼矿石回收其他金属时,生成的含有汞元素的气体随之排放到大气中,使空气中的汞含量增加,造成大气污染。我国又是一个燃煤大国,燃煤过程中所释放的汞使大气中汞浓度大大增加。此外, 燃烧矿物燃料也是大气中汞污染的重要来源。

水体中汞的来源主要是化工生产中汞的排放,其中又以氯碱工业、汞化合物的合成与使用造成的水体汞污染最为严重。

4汞在环境中的迁移转化

4.1汞在水中的迁移转化

由于汞在自然水体中具有极强的迁移性,汞会随着水体的流动被带到其他的区域,造成污染。汞在水体中的迁移转化,具体表现在以下几点。

4.1.1汞的气态迁移

汞在水体中的气态迁移涉及到汞的气化作用、还原作用以及二甲基化作用。 此时汞转变为挥发态汞(Hg0、(CH3)2Hg等)而进入大气中[5]。

当天然水体中含氧量减少时,水体氧化还原电位降低,因而汞易被水中有机质、微生物或其他还原剂还原为Hg,即以汞的气态由水体散逸到大气中。当天然水体中含汞量稍高,pH≥7时,水中汞可在厌氧微生物的作用下生成(CH3)2Hg。由于(CH3)2Hg在水中溶解度很小,所以很容易散逸到大气中。

4.1.2汞的水迁移

自然水体中除溶解态汞外,还存在着络合态汞。自然水体中常见的无机配位体Cl-、OH-对汞有络合作用。汞在富氧的淡水中主要以Hg(OH)2和Hg(Cl)2形式存在,在海水中主要以HgCl8-和HgCl42-存在。络合物的形成成为汞能随水流迁移的重要因素之一[5]。 Hg2+与水中可溶性有机物中配位体结合,将导致汞稳定地以络合物形式存在于水相中,因此汞可以随水流入海洋。

由于水体中的悬浮物和底质对汞有强烈的吸附作用,水中悬浮物则能大量摄取溶解性汞,从而束缚了汞的自由活动能力,当地质因素或环境化学因素改变而导致悬浮物沉降时,则汞也随之沉降,这时水中汞迁移到沉积物中。同时,底质沉积物中的化学物质也同样吸附水中Hg2+,若Hg2+被沉积物吸附固定,水中汞也向沉积物中转移。汞在自然水体中的循环如图3所示。

4.1.3汞的生物迁移

水体中汞的生物迁移主要是指无机汞向甲基汞的转变,由于甲基汞具有较强的毒性,受其亲脂性能影响, 水体中的微生物会吸收甲基汞,微生物又是水产品的主要食物,受到污染的微生物被水中鱼类吞食后,鱼类会受到汞污染,人食用了汞污染的鱼肉,也会造成人体汞污染,这种连锁反应通过食物链的积累和转化直接威胁到人类的健康与安全。因此,汞的生物迁移过程,实际上主要是甲基汞的迁移与累积过程,这与无机汞在气、 水中迁移完全不同,它是一种危害人体健康与威胁人类安全的生物地球化学流迁移。水体中汞的生物迁移如图4所示。

4.2汞在土壤中的迁移转化

土壤对汞的吸收能力很强,这是因为土壤疏松的空间给汞物质的沉淀提供了环境,另外黏土中的矿物质也对汞具有一定的吸附作用,因此,进入土壤的汞容易累积和扩散从而污染周边环境并不易清除。

土壤中一价汞与二价汞离子之间可以发生化学转化,从而转化为金属汞,由于汞的挥发性而向大气中迁移。

土壤中的汞化合物还可以转化成甲基汞。土壤中的甲基汞通过吸收转移而进入各种农作物、肉类和蛋类中并积累,食用后进入人体造成危害。土壤中的有机汞也可自行挥发,致使汞由土壤向大气迁移。

5汞的生物效应

5.1汞对动植物的生物效应

动物实验表明,狗吸入浓度为15~20mg/m3的汞蒸汽,每日8h,1~3d内出现急性中毒,表现为呕吐、腹泻、四肢无力等。兔吸入29mg/m3的汞蒸汽1h,于显微镜下可见脑、肾、心、肺的轻微损伤;吸入汞蒸汽超过4h,则可出现严重的病变,引起急性中毒。有机汞对动物的毒性一般比无机汞大。给大鼠饲以40×10-6的氯化甲基汞,7d后出现中毒症状,30d内100 %死亡。

汞作为一种有毒性金属元素,对植物的危害主要表现在对植物造成的中毒性反应,其外在表现为,受汞污染或者慢性中毒的植物,其叶子、花瓣、茎秆呈现棕色或者黑色,受污染严重的植物还会出现植株萎缩,叶片花瓣脱落死亡的现象。以蚕豆为例,当蚕豆被汞污染时, 在污染较为轻微的时候,叶子会出现黑色的圆形斑点, 随着污染的加剧,叶面完全变黑最终脱落,而且茎秆也会随之枯萎。

5.2汞对人体的生物效应

人体吸收汞及其化合物主要有三种途径:一是食用了受汞等重金属污染的食物,食物经肠道壁吸收后导致汞污染;二是皮肤接触汞或者含有汞的化学物质,经皮肤渗透或者通过人体伤口浸入,血液中含有了汞的成分对人体造成污染;第三是含有汞的蒸汽或者粉尘经呼吸道进入人体造成的污染。汞进入人体后,可引起神经系统、肝、肾、肺等部位发生病变,而且还可以通过母婴传播方式影响下一代,可致畸形或痴呆等严重疾病[6]。

人体一旦受到汞的污染,就会通过人体的消化、呼吸、血液循环三种方式侵入人体的肝脏、脾肾等器官,导致人体出现慢性中毒的症状。由于汞在人体内排泄不畅,最先损坏的就是人的肾脏,引发肾功能的紊乱,肾脏的坏死等,同时汞对人体消化系统的杀伤力也很大,汞含量超标就会导致人体中毒死亡。

化妆品是女性比较热宠的消费产品,然而化妆品中的重金属元素应该引起广大爱美女性的注意。以汞为例,含有汞物质的化妆品长期和人体接触,轻者导致皮肤肿痛、发红,重者导致汞物质侵入人体血液,直接导致身体诸多不适,例如乏力、消化不良,而且对人的骨骼牙齿产生重要影响,如牙疼、掉牙,骨质疏等,最严重的时候还能使神经紊乱,肾脏损伤从而导致死亡。

汞一旦引发人体中毒反应,主要表现的症状是四肢乏力,情绪易怒,抽筋酸痛,视力减退,味觉消退,消化吸收功能紊乱等症状。

6汞污染的防治

汞污染的防治重点是整治工业排放,从节能减排理念的要求出发,通过改善工艺操作流程和优化产业结构升级,提高资源的利用效率,减少汞制剂的使用和排放, 重点是加强环境监测和治理,形成预防、监控、回收利用治理体系,减少工业生产中汞的污染。

6.1环境中汞污染的防治

排入环境中的汞,大部分沉积于江河湖海的底部, 所以在沉积物中含有较高的浓度,成为环境二次汞污染源。对于这类汞污染,可以采用疏浚法、覆盖法以及将汞转化为难溶化合物等方法来进行处理。对于含汞废水的处理可以采用化学沉淀法、活性炭吸附法、汞齐提取法等处理。但必须指出,不管采用何种方法去除汞, 都只能改变其存在形态和转移其存在位置,而其固有毒性并未消除,因此在对汞进行处理时还要与汞的回收利用相结合。

6.2工业造成的汞污染的防治

工业应用中汞的污染治理,必须采取事前、事中、事后全程监控,从根源上减少汞的污染。首先,对使用汞作为原料生产的产品,必须制定行业用汞标准,严格控制汞的用量,加大科技投入,寻求替代产品;其次,在产品生产过程中,国家环保部门应做好汞污染监督工作, 发现超量使用、排放的企业,应立即要求停产整改;最后,提高汞资源的循环利用,对汞污染的废物应进行安全处理,防止汞的二次污染。

6.3政府应加大对化妆品生产、销售的管理力度

近年来,针对一些化妆品汞含量严重超标的状况, 政府等有关部门应采取积极有效的措施,对化妆品生产、销售企业进行专项整治工作,采取对化妆品生产企业进行普查和专项监督抽查等措施,重点组织开展化妆品执法检查。

摘要：指出了随着工业的快速发展,人们对汞资源不合理的开发和利用导致汞对大气、水体、土壤的严重污染,直接或间接地危害到生物体的健康,进而威胁人类的生存与发展。介绍了汞的理化性质,汞污染的来源,汞在环境中的迁移转化,汞污染对生物体造成的危害,提出了汞污染的应对措施。

关键词：汞,迁移转化,环境污染,生物毒性效应

参考文献

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[2]孙淑兰.汞的来源、特性、用途及对环境的污染和对人类健康的危害[J].上海计量测试,2006,5(195):6~9.

[3]苗利军.汞污染对人体的危害[J].农业工程,2013,3(3):83~84.

[4]冯新斌,仇广乐,付学吾,等.环境汞污染[J].化学进展,2009,21(23):436~457.

[5]邓小红.环境中汞的形态[J].渝西学院学报:自然科学版,2003,2(3):42~45.

纳米材料的生物毒性 篇7

苯胺类化合物的结构为：

不同的苯胺类化合物具有相同的部分，也有不同的取代基结构，即不同的苯胺类化合物结构不尽一样。常见的取代基团有-CH3,-Et,-NO2,-Cl等，这些取代基的类型、位置及数目会影响化合物的毒性。影响化合物毒性的电子效应类型参数，包括基团电负性效应参数σx，极化效应参数σα，场效应参数σF，共轭效应参数σR，取基团立体效应参数L和疏水参数π，其值见表1。

依据表1，每种苯胺类化合物有5中不同取代位置和6种取代基结构。

苯胺类化合物的生物毒性与其结构参数有关，为了从整体上考虑对生物毒性影响，在研究中设置指示变量I。

有的变量相关性较大，这里采取加权线性组合定义新变量，可以得到下式：

以筛选出的取代基结构参数π1、π2、σF1、σF3、σF4、σR2及分子指示变量I与苯胺的生物毒性数据进行多元回归建模。取29种苯胺类化合物中的26个样品回归建模，余下的3个样品作为回归模型的独立检测集。

采用SPSS统计软件进行回归建模。

原始数据建立的QSPR模型为：

（其中σF是按1式定义的新取代基参数）。

为了避免由于各变量的量纲不同对建立的模型影响，所以对筛选后变量进行数据标准化处理，即

数据标准化后，建立的QSPR模型为：

以上模型中，R：相关系数，SE：标准误差，F：检验值，sig：检验概率，n：样本化合物数目。

QQQSSSPPRR模模型型的的验证的内部检验：

R值较大，R=0.969,F值较大（F=65.115）通过检验（sig=0.000），标准偏差较小，SE=0.058921，说明进入方程的结构参数与苯胺胺胺类类化化合合物物生生物物毒毒性性显显著相关，回归方程整体上有意义。从表2可以得到，通过t检验值检验，表明回归方程的各个系数是有意义的。从图1可以看出，苯胺类化合物生物毒性实验值和预测值基本在直线线线上上上或或或直直线线两两侧侧附附近波动，说明实验值和预测值较为接近，模型有良好的稳健性和预测性，模型的预测计算值及残差见定义均方误差函数MSE:

e即为残差，是实际值与模型计算值之差（t-a）。文章统一用MSE评价模型的预测精度。

用方差膨胀因子VIF来衡量模型的稳定性

方差膨胀因子值越大，自变量之间存在共线性的可能越大。一般认为，当VIF>5时，可以认为变量之间存在共线性问题。由表3知，该模型自变量的VIF值在1到4之间，说明自变量之间的相关性不大。

通过对苯胺类化合物生物毒性QSAR模型评价，表明所建的回归模型稳定可靠，方程的所有系数是有意义的，可用于苯胺类化合物生物毒性的预测和生物毒性理论解释。

由（2）、（4）式可以看出，生物毒性lg(1/LD50）与I呈正相关，与π2、σR2和σF呈负相关。如果苯胺类化合物具有较大I值，较小的π2、σR2和σF值，那么可以预测出该化合物具有较高的生物毒性。

由标准回归系数可知，除分子指示变量I(0.695）外，呈负相关的新定义的取代基结构参数σF（见1式）的标准回归系数（-0.616）最大（取绝对值），即表明它对苯胺类化合物的生物毒性影响很大。取代基疏水参数π、场效应参数σF和共轭效应参数σR等结构参数对应电子效应的综合影响，才产生了大小不同的生物毒性。

参考文献

[1]许禄,吴亚平,苯酚类化合物的三维定量构效关系研究[J].计算机与应用化学,2000(17):14-17.

[2]戴益民,等.应用多维标度法预测硝基苯化合物的生物毒性[J].长沙理工大学学报,2008,5(1):59-62.

纳米材料的生物毒性 篇8

关键词：秀丽线虫,蓖麻碱,毒性评价

蓖麻碱作为植物源杀虫剂,具有对人畜毒性低、在环境中易降解,低残留或无残留等特点,对小菜蛾具有胃毒作用和拒食效果,蓖麻碱与Bt结合对甜菜夜蛾也有明显的防治作用[1]。在蓖麻碱毒性的研究过程中,通常以小鼠和家禽为模式生物[2]。郑雪莉等[3]采用40日龄小鼠对蓖麻碱的最低毒性作用进行了研究。Fuller等[4]以雏鸡为模型生物,对鸡日粮中蓖麻碱的含量对鸡的生长抑制情况进行了研究。这些模型生物的优点是成熟早,繁殖力强,对外来刺激敏感,缺点是胆小怕惊,个体差异容易造成误差[5]。秀丽隐杆线虫(Caenorhabditis elegans),简称秀丽线虫,是一种国际公认的模式生物[6],为多细胞生物,其结构简单、遗传背景清楚,生活周期短,可在实验室大量培养,与其他模式生物相比,可避免个体差异造成的误差,有利于生物毒性评价的标准化与规范化,可用于毒理学研究和毒性评价体系[7,8]。本文以秀丽线虫为模式生物,对蓖麻碱毒性进行评价,研究了蓖麻碱对秀丽线虫的半致死浓度LC50、生殖能力以及体内酶活性的影响,对蓖麻碱作为植物源杀虫剂的开发具有一定意义。

1 材料与方法

1.1 材料

野生型秀丽线虫(C.elegans)N2:雌雄同体,北京生命科学研究所王晓晨研究员惠赠。

E.coli OP50:Caenorhabditis Geneties Center (University of Minnesota,St.Paul,MN,CGC)惠赠。该菌株不含任何抗性,是尿嘧啶合成缺陷菌株。

参照郑成等[9]方法,提取纯化制得蓖麻碱提取物,纯度为98.8%;五氟尿嘧啶(FUDR):SIGMA;DMSO、胰蛋白胨等其他试剂均为国产。

1.2 主要仪器设备

双目生物显微镜,欧林巴斯公司;生化培养箱,哈尔滨市东联电子技术开发有限公司;离心机,上海安亭电子仪器厂;pH计,Mettler To ledo公司;立式压力蒸汽灭菌锅,上海华线医用核子仪器有限公司。

1.3 实验方法

1.3.1 线虫的培养和同期化

参照Brenner S[10]的方法,实验中培养的线虫在温度20 ℃,湿度40%～60%下生长。选择表面光滑,无气泡以及划痕的培养板(避免线虫通过培养基表面空隙钻入琼脂内)。无菌条件下切一块含有线虫较多的培养基,转移到铺有E.coli OP50的线虫标准培养基(Nematode Growth Medium, NGM)上,线虫会自动由食物较少的培养基边缘爬到食物较多菌苔中去[11]。

将处于生殖期的线虫平板用灭菌后的蒸馏水冲洗生长板两次,转入到10 mL离心管中,1 200 r/min,离心2 min,留沉淀。加入2.5 mL裂解液(8 mol/mL NaOH∶NaClO=5∶1,V/V),迅速1 200 r/min,离心2 min,留沉淀。加入5 mL M9缓冲液,混匀后1 200 r/min,离心2 min,留沉淀;重复3次。最后一次留约0.5 mL溶液,混匀;取NGM板若干,200 μL/板接种,20 ℃培养。

1.3.2 毒性试验

将线虫同期化发育为L4期后,转入含有相应浓度为2.0、1.5、1.0以及0.5 mg/mL蓖麻碱提取物的NGM板内。实验板中含12.5 mg/L 5-Fu并置于20 ℃下培养。每组实验样本数60条,48、72 h后观察,计算半致死浓度。对线虫死亡判断标准:线虫不无移动及无吞咽动作,轻触后仍无任何反应。采用Karber法计算半致死浓度(LD50),计算公式:

式中XM为死亡组最大剂量的对数;d为相邻组浓度对数差;P为各组死亡率的总和。

1.3.3 线虫体内酶活的测定

将线虫同期化发育为L4期后,转入含有相应浓度为2.0、1.5、1.0以及0.5 mg/mL蓖麻碱生物农药的NGM板内。实验板中含12.5 mg/L 5-Fu并置于20 ℃下培养,每组实验样本数60条。将线虫置于200 μL无菌水中,移入匀浆器中置于冰上匀浆。匀浆液定容至500 μL,加入1% Chaps buffer至1 mL,冰上置冷5 min,4 ℃,5 000 r/min离心10 min,收集上清液4 ℃保存[12]。测定超氧化物歧化酶(superoxide dismutase,SOD)和过氧化氢酶(Catalase,CAT)的活性。根据南京建成公司测定试剂盒SOD和CAT说明书方法测定。

1.3.4 生殖能力试验

从空白平板和含有0.5 mg/mL蓖麻碱的实验板中挑取L4期线虫至各组单独转入NGM板,每24 h移至新的NGM板,直至线虫产卵期结束。产卵板在20 ℃培养24 h记录子代数目;产卵期为L4期结束到产卵结束。所有数据连续测定10只以上的秀丽线虫,取平均值。

1.3.5 统计学分析

所有统计分析和制图使用Excel和SPSS16.0软件,在计算机上进行。结果以均值和标准差形式给出。显著性检验以t检验为主,实验至少重复3次。

2 结果与讨论

2.1 蓖麻碱对线虫的毒性

按照1.3.2实验方法,研究蓖麻碱对秀丽线虫的LD50,结果见表1。蓖麻碱提取物48 h的LD50为0.977 mg/mL,72 h的LD50为0.821 mg/mL。由此推断,随时间的增加,蓖麻碱提取物的LD50逐渐增大。秀丽线虫可在蓖麻碱提取物在低于浓度0.8 mg/mL下生存,高于0.8 mg/mL浓度下死亡。可作为参数衡量其毒性大小并与其它杀虫剂毒性进行比较。

2.2 蓖麻碱对线虫体内酶活的影响

采用1.3.3方法,测定线虫体内酶活,其结果如图1和图2所示。

由图1和图2可以看出,在给线虫喂食蓖麻碱提前物48 h后,测定了给药48 h前后秀丽线虫体内最具有代表性的两种酶类:过氧化氢酶(CAT)和超氧化物歧化酶(SOD)的活性变化情况,能够清除生物氧化过程中产生的超氧阴离子自由基,是生物体损伤与死亡的直观指标,对虫体的健康起监测作用[1]。

随着蓖麻碱提取物浓度的增加,虫体的SOD的活性由(80.669±3.2) U/mg降低至(1.532±0.2) U/mg;CAT的活性由(70.947±2.7) U/mg降低至(0.234±2.1) U/mg,在相同条件下的线虫死亡率逐渐提高。由此推测,蓖麻碱对虫体的致死率和两种酶的活性降低有一定关系。

2.3 蓖麻碱对线虫生殖能力的影响

按照1.3.4实验方法,研究蓖麻碱对线虫生殖能力是否有影响,结果见图3。空白组与0.5 mg/mL蓖麻碱组每条虫产出的总子代数目分别为208.4±23.1(n=10),140.0±7.2(n=10)。两组相比具有极显著性差异(p<0.01),具有统计学意义。线虫第二天进入生殖高峰期后,实验测得空白组生殖高峰期子代数目与蓖麻碱组相比,均具有极显著性差异(p<0.01),具有统计学意义。结果表明蓖麻碱提取物使秀丽线虫的机体生殖能力降低或丧失,为蓖麻碱制取植物源杀虫剂提供了理论依据。

*: p<0.05, **:p<0.01

3 结论

本文引入模式生物秀丽线虫,对蓖麻碱的毒性进行了评价,并对其可能的作用机制进行了初步研究。结果表明,蓖麻碱提取物48 h的LD50为0.977 mg/mL,72 h的LD50为0.821 mg/mL。随时间的增加,蓖麻碱提取物的LD50逐渐增大。随着蓖麻碱提取物浓度的增加,虫体的SOD和CAT的活性逐渐降低。实验测得空白组生殖高峰期子代数目与蓖麻碱组相比,均具有极显著性差异(p<0.01),具有统计学意义。蓖麻碱提取物使秀丽线虫的机体生殖能力降低或丧失,为蓖麻碱制取植物源杀虫剂提供了理论依据。

参考文献

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[6]韩洪杰,王昌禄,陈勉华,等.槲皮素对线虫抗衰老的影响及其机制的初步研究[J].氨基酸和生物资源,2011,33(2):35-38.

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[8]王晓炜,王大勇,于红霞.用模式生物线虫评价精对苯二甲酸废水的毒性[J].应用生态学报,2007,18(7):1669-1672.

[9]郑成,许丽珠,高晓明,等.蓖麻碱的提取、纯化、改性及其杀虫活性研究[J].天然产物研究与开发,2007,19:785-790.

[10]Brenner S.The genetics of Ceanorhabditis elegans[J].Genetics,1974,77(1):71-94.

[11]Houthoofd K,Gems D,Johnson T E.Dietary restric-tion in the nematode Caenorhabditis elegans[J].Inter-discip Top Gerontol,2007,35:98-114.

纳米材料的生物毒性 篇9

一、鱼类生物毒性检测技术

当水体环境发生变化时, 尤其当水中有毒物质达到一定的质量浓度时, 水体中的鱼类就会出现反应迟钝、行为反常、游动缓慢及麻痹等一系列的中毒反应, 甚至出现大面积的死亡, 所以鱼类被广泛应用于水质急性毒性的预警及检测。早在1946年, 美国DAVID就完成了废水毒性的现场检验, 用的是一种比较小的食蚊鱼。近些年, 随着科技的发展, 涉及了多种鱼类和多种有毒物质的鱼类急性毒性试验得到了更快的发展。实验室的鱼类的急性毒性是以LC50的值来表示被测物质或污染物毒性大小的。鲢鱼、鳙鱼、草鱼、青鱼、金鱼、鲤鱼、食蚊鱼、非洲鲫鱼、尼罗罗非鱼、马苏大马哈鱼、泥鳅和斑马鱼等是国内通用的鱼, 斑马鱼为国际上通用的鱼。

刘海燕等用花鲈对三聚氰胺的毒性进行了研究, 采用接触、腹腔注射及口服三种致毒方式, 证明了三聚氰胺对花鲈21d的最大未观察到有害作用剂量为131.99 mg/kg.w.d, 用花鲈鱼对水质的急性毒性表征效果显著。范亚维、周启星利用斑马鱼对水体中甲苯、乙苯和二甲苯进行了实验研究, 得到暴露在甲苯中的斑马鱼行为改变更为严重, 且水体中甲苯、乙苯和二甲苯对斑马鱼96 h半致死浓度LC50分别为77.5、31.0和34.8mg·L-1, 3种物质对斑马鱼毒性大小与疏/亲水性有关, 疏水性越强, 对水生生物的毒性作用越大。

刘冬静、胡鸿雁采用换水试验, 用不同浓度的苯酚及氰化物标准作为模拟污染物, 对斑马鱼进行毒性测试, 得24小时苯酚和氰化钾的全致死浓度分别为0.30 mg/L和0.50 mg/L, 探索出了一种新的快速检测污水处理厂出厂水中酚类及氰化物的方法。李淑琼、周勤进行了静态方式的急性毒性试验, 得到3种重金属作用下斑马鱼的行为突变情况, Zn2+、Cr6+、Cd2+的12 h半致死浓度 (LC50) 分别是35.08 mg/L、64.83 mg/L、1.65 mg/L;24 h的LC50分别是25.88 mg/L、46.20 mg/L、1.04mg/L, 得出重金属对斑马鱼的毒性排列为Cd2+>Zn2+>Cr6+, Cd2+为剧毒, Zn2+、Cr6+为高毒。并且发现Zn2+、Cr6+、Cd2+的联合作用为协同作用, Cr6+的影响较显著, 提供了建立斑马鱼预警系统的参考。

二、水蚤生物毒性检测技术

在浮游生物中, 水蚤是体形较小的一类, 以水体中的藻类、真菌、碎屑物及溶解性有机物为食, 因其具有分布范围广、繁殖适应能力强、对多种有毒有害物质敏感等优点, 成为国际上普遍选用的标准毒性实验生物。水蚤的生长会因水体受到不同的有毒物质污染而发生不同的影响, 对其的生殖和发育造成干扰, 进而导致蚤类个体死亡, 因此水蚤的死亡率或繁殖能力常常作为毒性测试指标, 对水质应急预警起到一定的作用。水蚤是一个敏感的水生生物, 且比一般哺乳动物实验结果敏感, 因此水蚤的死亡率或繁殖能力常作为毒性检测指标, 对水质应急预警起到一定的作用。水蚤比一般哺乳动物的实验结果更为敏感, 作为一种接水生物, 污染物进入水体后, 便会通过各种方式直接危害水蚤的正常活动, 其中毒结果可以对人类起到一个预警的作用。此外, 它也可以反映水质污染程度。无论同一水域有多少毒物污染, 无论水中毒物含量的具体数据是否了解, 无论未测毒物是否存在水中, 水蚤毒性测试法都能对其毒性及毒性的大小进行测验。潘力军、高世荣等应用大型水蚤对工业废水和生活污水进行监测, 皮革厂和化工厂排污口出水对大型水蚤有较高毒性, 其96h LC50均在17.27%~35.93%之间, 生活污水和生产车间排水毒性相对较小, 96h L C50为59.18%。苏丽敏等通过实验得出了苯胺与硝基苯胺对大型蚤的单一毒性和二元混合物的联合毒性, 任意两种二元混合物的作用为协同作用, 在毒性单位比分别为1∶1、1∶4、2∶3、3∶2、4∶1的情况下, 均在等毒配比时的协同作用最强。赵守城应用大型水蚤研究cu2+和cr6+对其毒性的协同作用, 在不同浓度配比 (1∶1和2∶1) 的条件下协同作用要大于单一作用, 可以对水质毒性起到一定的预警。孙成波、陈荣盛等利用5种水产消毒剂氯氰菊酯、三氯异氰尿酸、高锰酸钾、溴氯海因、二氧化氯对中华哲水蚤的急性毒性试验, 得出每种水产消毒剂的安全质量浓度分别为0.02μL/L、0.05 mg/L、0.06 mg/L、0.19 mg/L、0.30 mg/L, 为正确合理使用该类物质提供参考依据。张凤民研究了13种硝基苯类有机物对大型蚤的急性毒性, 表明对二硝基苯的毒性鱼类最大, 24h LC50为0.98±0.03 ppm。董晓晓等以静水生物测试法研究了Cu2+、Cd2+对大型蚤的单一及联合毒性效应, 并对其联合毒性进行了评价, 采用水生遗传毒理联合毒性相加指数法得到单一毒性的毒性大小为Cu2+>Cd2+>Se4+, 且Cu2+-Cd2+在毒性1∶1配比时, 联合毒性效应随暴露时间的延长由拮抗作用转变为协同作用。

三、藻类生物毒性检测技术

藻类是水生生态系统中的初级生产者, 在维持生态系统的平衡和稳定的过程中发挥着极其重要的作用, 其通过生产量和种类的多样性等指标, 对水生生态系统的结构和功能起到直接影响的作用。藻类因其具有个体微小、繁殖迅速、对毒物敏感、易于分离培养并且中毒症状易于观察等优点, 成为生物毒性实验中一种较为理想的材料。重金属和有机污染物通过在水体中抑制藻类的光合作用、呼吸作用、酶的活性和生长等对其进行毒性作用。藻类的生长抑制常作为急性毒性实验的常用指标。

将藻类的生长抑制作为主要测试指标, 准确严谨可靠, 但存在工作量大、测定周期长等缺点。为了改变这种现状并且使藻类测试方法得到进一步的完善, 陈德辉等将藻类毒性测试指标定为氧电极法的光合率, 将研究内容定为铜离子对羊角月牙藻光合作用效率, 整个实验过程方便、快捷, 不受时间限制, 随时测定对藻类光合作用在受试毒物作用下的影响, 与传统急性毒性实验相比, 测定时间由原来的96 h缩短为2 h, 灵敏度为原来的2倍。秦文弟、钟先龙对5种有机磷农药对鱼腥藻和铜绿微囊藻的急性毒性的研究表明, 不同有机磷农药对鱼腥藻和铜绿微囊藻的生长都有不同程度的影响, 结果为鱼腥藻:辛硫磷>虫胺磷>三唑磷>二嗪磷>杀扑磷;铜绿微囊藻:虫胺磷>杀扑磷>三唑磷>辛硫磷>二嗪磷。鱼腥藻和铜绿微囊藻对不同有机磷农药的敏感性不同。张树林等以BG11为基础培养基, 研究了实验室条件下重金属Cu2+在不同质量浓度下对铜绿微囊藻的急性毒性效应, 表明Cu2+对藻类的抑制效应随Cu2+质量浓度的增加而增加, 不同质量浓度Cu2+对铜绿微囊藻的生长及生理活动产生影响, 抑制铜绿微囊藻生长的最有效质量浓度为Cu2+为1.5 mg/L。

陆开形以MAV为基本培养基, 研究了重金属铜、锌离子对雨生红球藻的毒性效应, 得出铜、锌对藻的24 h、48 h、72 h的半抑制浓度分别为1.394 mg/L、1.756 mg/L、1.904 mg/L和10.328 mg/L、11.402 mg/L、12.246 mg/L, 铜的毒性要比锌大, 且对藻的抑制效应随金属浓度的增加而增大。刘静、盛海军等主要研究培养基中不同Fe3+浓度对铜绿微囊藻生长的影响, 表明Fe3+浓度在0 nmol/L~1000 nmol/L范围内, 铜绿微囊藻的生长受到抑制, 介质中存在过高的Fe3+可以加剧水环境的恶化。郑洪秀等采用照国际合作与发展组织 (OECD) 所规定的藻类阻碍生长试验的标准方法, 得出五种毒物对藻类的24 h~96 h的EC50值, 五种毒物对黄河水中藻类的毒性为:间甲酚>对硝基苯酚>苯胺>对硝基苯胺苯酚。

四、发光细菌生物毒性检测技术

发光细菌毒性实验在微生物毒性实验中研究领域是最为广泛的。在正常条件下发光细菌能发出一定波长的光, 其发光强度可以受到许多有毒物质的抑制, 通过对其发光强度变化的测定可以实现水质的急性毒性检测, 故受到众多研究者的关注。早在1978年, 一种名为Microtox的生物发光光度计由美国Backman公司率先研发出, 将明亮发光杆菌发光强度的变化作为检测污染物的毒性的指标, 其灵敏度与鱼类96 h急性毒性实验异曲同工。1995年, 我国将这一方法列为水质急性毒性检测的标准方法。但是在研究的过程中, 我们发现发光细菌法检测毒性存在一些问题, 如发光强度随本底值变化发生的变化幅度较大, 在检测期间发光变化幅度宽泛等。林志芬等通过测定培养时间、世代、温度等条件对测定值的影响, 引入校正因子实验数据的标准偏差得到降低, 对实验的测试方法进行了改进, 并且使实验的重现性得到提高。

明亮发光杆菌作为海水发光菌中的一种, 在毒性测试时需向待测样品中加入一定量的盐以维持正常生长, 这种措施会使样品中一些有毒物质的毒性发生变化。由于这些问题的存在, 中国学者在1985年从青海湟鱼体表分离出了一种淡水型发光细菌———青海孤菌 (Vibrio qinghaiensi spnov) , 在淡水体系中不仅能正常发光, 并且更加适用于在淡水环境中的生物毒性检测。马勇等在充分借鉴国际标准化组织的基础上, 针对国内现行发光细菌标准测试方法中存在的结果重现性查以及准确度低等不足, 并对实验运行条件、操作规则步骤进行了一定的优化, 通过增添两个参数来减少实验结果的误差, 取得良好的实验效果。马晓妍等采用淡水发光细菌青海弧菌Q67检测氧化沟处理工艺各处理单元进出水的生物急性毒性, 证明其对污水厂各处理单元进出水中有机物的急性毒性大小可以起到很好的监测作用。潘海祥等利用发光细菌对宁波供水系统的几个主要水厂出水及相应的管网水样进行了毒性监测。黄满红等测试了上海市三个不同工艺的城市污水厂进出水的综合毒性, 分别用了发光菌测试法、大型蚤测试法和微生物氧吸收累计测试法。

王亚群等利用对氯霉素敏感的鳆发光杆菌建立发光细菌检测水产品中氯霉素体系, 控制菌体起始发光强度、菌液与氯霉素作用时间。菌体与发光强度抑制率成良好的线性关系的条件为菌液的起始发光强度在 (2.0~4.0) ×105且与氯霉素的最佳作用时间为30 min。该体系作为水产品中痕量氯霉素残留的一种快速、灵敏的检测方法。吴淑杭等研究了18种农药对发光细菌的急性毒性, 并以明亮发光杆菌T3变种为毒性实验的物种, 实验结果为一定的浓度范围内, 发光细菌的毒性与农药的浓度呈正相关 (系数>0.9) 。杨军等通过对镉污染的土壤及Cd2+进行毒性检测, 分析影响发光细菌抑制率的不同浓度Cd2+和不同镉污染梯度的土壤, 得出土壤镉污染程度越重其p H值越高。杨洁等利用淡水发光细菌青海弧菌Q67作为测试菌剂, 研究了水质毒性分析仪对11种农药进行的毒性检测, 得出混合农药的毒性大于单一农药的毒性, 且农药对Q67的毒性存在明显的剂量—效应关系, 效应能在15 min时显现。

李雪梅等用淡水发光菌Q67对某地区7座污水处理厂的进出水进行了急性毒性检验, 对水质进行了综合评估, 结合化学需氧量 (CODCr) 、五日生化需氧量 (BOD5) 和悬浮物 (SS) 等参数, 得出总进水的化学指标和毒性指标呈正相关, 而二沉池的化学指标和毒性指标不相关。由此得出在任何水体中毒性指标和化学指标并不都是正相关的, 但发光细菌仍然是化学指标的有效补充。李娟英等通过研究5种酚类化合物对发光细菌毒性和活性污泥脱氢酶活性的抑制作用, 得出酚类化合物对种海水发光细菌的毒性大小顺序为2, 4-二氯苯酚>对硝基苯酚>邻甲基苯酚>苯酚>对氨基苯酚, 对应的EC50值分别为4.95、23.90、42.43、83.65和178.75 mg/L。对活性污泥脱氢酶活性抑制的毒性大小顺序为2, 4-二氯苯酚>邻甲基苯酚>对氨基苯酚>苯酚>对硝基苯酚, 相应的EC50值分别为37、398、575、794和1 333 mg/L。由此可以得出对酚类化合物毒性大小的顺序与对活性污泥脱氢酶活性抑制的大小顺序不同, 在实际中要判定有机污染物的毒性最好依据两种或多种毒性测定方法。Winger等通过利用发光细菌对美国乔治亚州氯碱厂污染土壤进行毒性检测分析, 得出甲基汞、多氯联苯是造成其毒性的主要来源的结论。

发光细菌毒性检测具有准确度好、监测范围宽、检测场所任意 (现场、实验室) 等优点, 对于常见所有有毒有害的化合物及污染物的生物毒性均可进行测定, 并且能有效快捷地指示突发性污染事故的发生, 一度成为环境污染事故应急监测的先进技术, 并且在后续的工作中, 可以作为初步筛选、精确监测受污染生物毒性较为理想的工具。

五、生物传感器生物毒性检测技术

生物识别基本元件、转换能量器和电子电路系统是构成生物传感器的主要部分, 灵敏性、响应快是其主要特点, 近些年被广泛用于环境监测等领域。目前, 酶、微生物、DNA和免疫传感器作为主要的生物毒性检测传感器。由于酶、DNA和抗原/抗体具有很强的专一性, 因此酶、DNA和免疫传感器对某种未知的有毒物质的特异毒性可以起到识别检测的作用。对于微生物而言, 其本身作为一个复杂的有机体, 体内的多种酶系及代谢系统对相应的底物进行进一步的识别、检测, 对多种混杂的有毒有害物质起到检测综合毒性、混合毒性的目的, 故微生物传感器发展前途大好。

王学江等通过对不同浓度Cu2+及Cu2+和Cd2+联合对活性污泥系统COD去除进行了实验, 并利用Tox Tell生物传感器, 以活性污泥为指示微生物, 分析了上述金属离子的毒性抑制作用, Tox Tell生物传感器的毒性分析结果与COD去除抑制率相近, 初步证实该生物传感器可以起到对活性污泥处理系统受Cu2+、Cd2+离子冲击的预警监测作用, 不会对系统带来明显的冲击作用的条件为Cu2+的浓度低于10 mg/L。钱俊等构建了以大肠杆菌为指示生物的全细胞微生物传感器, 并用其在重金属、二元联合毒物、农药污染物等环境中进行了急性毒性实验。大肠杆菌微生物传感器在对数生长后期和稳定期时具有良好的毒性分析性能, 可以利用其快速灵敏、成本低廉、操作简单等优点监测水体急性生物毒性。

张俊强等通过构建microtox毒性检测系统并在给水中对其进行了应用, 利用其快速、准确响应等特点, 快速检测饮用水的毒性变化, 对水质可以起到预警作用。胡笑妍运用B0D快速测定仪对大量不同行业和水样的实际样品中的B0D进行快速测定, 得出B0D微生物传感器快速测定法的检出限为0.5 mg/L。于海等研究了以明亮发光杆菌为光纤探头、海藻酸钠为固定化凝胶的光纤生物传感器用来监测水中污染物急性毒性, 应用检测了Zn2+、NH3、硝基苯和甲酚4种典型污染物, 与发光细菌的标准方法比较, 具有很好的相关性, 能反映水中污染物的总浓度, 并且具有易于携带和进行现场操作等优点。

蒋壅军等构建了以Y型石英光纤作为传导光纤的荧光检测器用来检测光信号, 并用构建的微生物传感器检测了遗传毒性的阳性物质MMC、苯酚、H202和4-NQO, 得出各自的线性范围及最低的检出限浓度 (0.01umol/L) , 对遗传毒性物质的检测效果好、灵敏度高、经济、快捷、操作简便等是其主要特点, 以后可以广泛应用于生物检测领域, 并为环境检测领域提供重要依据。

邻苯二酚对厌氧微生物的毒性作用 篇10

但制革废水含有大量有毒物质或其水解产物,会对厌氧微生物产生抑制,甚至杀死作用,使厌氧系统很难稳定运行。邻苯二酚是制革废水中常见的可水解鞣质的单体,具有生物毒性作用。研究它们对厌氧微生物的毒性大小和毒性机理,可为高效厌氧生化工艺处理制革废水技术的工业化应用提供理论支持和实际指导。

本文为全面研究微生物的生物活性和对毒性物质的抵抗程度,共采用了两种研究方法:方法一,COD为等量,即每组培养瓶中除了加入等量的营养液之外,剩余的试剂包括VOA和毒性物质,它们的COD之和与空白组中所加VOA的COD值相等。方法二:VOA为等量,即每个培养瓶中所加入的VOA的量与空白组相等,均为5ml,而其它毒性物质的加入量均按照试验方案一中毒性物质的加入梯度加入。

1 毒性物质对产甲烷菌抑制作用的机理及其毒性的表示和计算方法[8,9]

废水中被除去的COD主要转化为甲烷,污泥产甲烷的活性可用产甲烷气体的速率来表示。

通过试验,我们可以分析出某种毒性物质对产甲烷细菌抑制作用的机理,即该毒物是属于代谢毒素、生理毒素或杀菌性毒素。代谢毒素通过干涉代谢过程产生抑制作用,但其并不引起细胞细菌的任何损害。因此,一旦代谢毒素被除去后,细菌的活性即能得到恢复。生理毒素能引起细胞参与代谢的组织损伤或改变酶的性质,从而对细胞的活性产生抑制,但它们不直接杀死细胞,它们在毒性抑制实验和恢复实验中对细胞的活性抑制都是明显的,但在恢复以后的继续测试中,其活性会有明显的恢复。杀菌性毒素则引起细胞的死亡。这种情况下,毒性引起的活性下降,在整个恢复实验中可能不会恢复,除非恢复实验时间很长,才会有新的细胞增殖发生。

根据毒性抑制实验结果即可计算有毒物的毒性。毒性的表示通常可用某种浓度下使污泥产甲烷活性下降的百分率表示。为此,首先根据最大活性区间曲线的平均斜率求出空白实验和试样的产甲烷活性,其结果及表示的单位为: g CODCH4/VSS·d,其含意为以挥发性悬浮物来表示的每克污泥每天处理废水所产生的由甲烷换算而来的COD的量。

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式中: R—产甲烷速率(即曲线中最大活性区间的平均斜率),ml CH4/h;

CF —相当于1g COD含饱和水蒸汽的甲烷毫升数,ml CH4;

L —反应液中所加污泥的体积,ml

VSS/L —反应器中污泥的浓度,污泥的量用挥发性悬浮物的克数来表示(volatile suspending solid),g/L;

依此求出各有毒物浓度下污泥产甲烷活性与空白实验中污泥活性的比值。

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式中:ACT(%)—试样中污泥产甲烷活性占空白试验中污泥产甲烷活性的百分数;

ACTT —试样中污泥的产甲烷活性;

ACTC —空白试验中污泥的产甲烷活性。

此外,为了较好地衡量培养瓶中甲烷菌生长活性,我们引入半数致死量(LD50)的概念对甲烷菌的活性进行衡量。半数致死量是指能够导致至少50%实验对象死亡所需要的药物剂量。

通过曲线法求出甲烷菌在不同毒性物质浓度和不同易生物降解挥发性有机酸(VOA)用量下的半数致死量可以非常有效地比较在不同环境下的甲烷菌活性,避免了由于外界环境的变化所导致的甲烷菌生长活性的波动。

2 试验部分

2.1 主要试验材料与仪器

2.1.1 试验材料

(1)厌氧颗粒污泥:

来自河南皮革鞋城集团(120.768g (VSS)/L) 。

(2)营养液1的配制

先加入少量蒸馏水与原液成分混合,然后用45% NaOH调节pH值至6.5,最后用蒸馏水稀释至刻度,见表1。

在1L容量瓶中,首先加入500ml脱氧蒸馏水,待加入上述原液后,再加蒸馏水稀释至1L。原液加入量见表2。

(3) 营养液2的配制

准确称取2g可溶性淀粉,用热水溶解,冷却后定容到100ml容量瓶中,备用。

(4) 易生物降解挥发性有机酸(VOA)基质的配制

用易生物降解的挥发性有机酸(VOA)醋酸作为厌氧发酵的基质,浓度为50g/L。

2.1.2 仪器

数字式pH计:上海日岛科学仪器有限公司(PHS-25);电子恒温水浴锅:上海金桥科析仪器厂(DZKW-4);电热恒温鼓风干燥箱:上海经济区沈荡中新电器厂(DHG-101A-1型);电子天平:上海精科天平(JA21002型);分析天平:北京赛多利斯天平有限公司(BS 210 S);箱式电阻炉:商县电器厂(SRJX-4-9);恒温振荡器:金坛市富华仪器有限公司(SHZ-82);气体计量装置:自制。

2.2 试验装置示意图

试验装置示意图如图1所示。

在密闭式恒温振荡器中放置培养瓶A;用厚胶塞L塞紧培养瓶A,以保证其气密性;用图中右侧所示的气体计量装置计量气体可以得到更加精确的气体体积,同时可以有效去除由于压强差所带来的气体体积的变化;采用密闭式恒温振荡器可以有效避免由于外界气温变化所导致的对微生物的活性影响;培养瓶A内气室和液室比例可以根据刻度进行控制,使用方便;B、E为20ml移液管,其中,移液管B、E中的液柱高度与移液管的0刻度对齐,测量气体时只需将自制气体测量装置的针头插入厚胶塞L中,由于压强不同的原因,气体被压入橡胶管D连接的两只移液管中,然后调节移液管B,在两只移液管中的液注高度平齐后,记录B移液管数值即可。

2.3 试验内容

2.3.1 邻苯二酚在等量COD下对厌氧微生物的毒性研究

(1)邻苯二酚在等量COD下对厌氧微生物的毒性试验

选取7个污泥活性相当的污泥培养瓶,进行邻苯二酚在等COD值下对厌氧微生物的毒性试验,每个培养瓶依次装入30ml颗粒污泥,20ml营养液1,1ml营养液2,依次加入5、4.19、3.35、2.5、1.66、0.83和0ml VOA,再依次装入邻苯二酚,加入量如表3所示,加水至100ml,调整pH值为7.0左右。再将培养瓶置于同一密闭式恒温振荡器中,将温度调节至35℃,开始记录产甲烷的体积,每隔3h记录1次,记录之前先振荡10min,电机转速为120rad/min,连续若干小时不间断,直至产气量不再显著增加为止。

(2)邻苯二酚在等COD值下对厌氧微生物的恢复试验

毒性试验后,将除污泥以外的所有溶液倒掉,依次在7个培养瓶中加入20ml营养液1,1ml营养液2,但都不加邻苯二酚,而且VOA的加入量均为5ml,加水至100ml,调整pH值为7.0左右。记录甲烷气的产量。

2.3.2 邻苯二酚在等VOA值下对厌氧微生物的毒性研究

(1)邻苯二酚在等VOA值下对厌氧微生物的毒性试验

选取7个污泥活性相当的污泥培养瓶,进行邻苯二酚在等VOA值下对厌氧微生物的毒性试验。每个培养瓶依次装入30ml颗粒污泥,20ml营养液1,1ml营养液2,5ml VOA,再依次装入邻苯二酚,加入量如表3所示,加水至100ml,调整pH值为7.0左右。再将培养瓶置于同一密闭式恒温振荡器中,将温度调节至35℃,开始记录产甲烷的体积,每隔3h记录1次,记录之前先振荡10min,电机转速为120rad/min,连续若干小时不间断,直至产气量不再显著增加为止。

(2)邻苯二酚在等VOA值下对厌氧微生物的恢复试验

邻苯二酚在等VOA值下对厌氧微生物的恢复试验和邻苯二酚在等COD值下对厌氧微生物的恢复试验相同操作。

3 结果与讨论

3.1 邻苯二酚在等量COD下对厌氧微生物的毒性研究

邻苯二酚在等量COD下对厌氧微生物的毒性试验结果见图2。

从图2可知,1号空白实验曲线斜率明显高于其它曲线,说明邻苯二酚对产甲烷菌的生物活性具有抑制作用;随着邻苯二酚浓度的增加,曲线的斜率越来越小,5~7号曲线的斜率几乎和横坐标平行。说明随着邻苯二酚浓度的增加,产甲烷菌受到的抑制越来越严重。

从图2还可知,每条曲线的斜率变化不是均匀的,有突变点,即拐点。1号曲线(空白样)在45h时,2号和3号曲线在39h时,4号曲线在36h时,5号曲线在18h时出现拐点。出现拐点后,1~5号曲线斜率与横坐标基本平行,可以看作是菌体进入了衰亡期。说明随着邻苯二酚浓度的增加,邻苯二酚对菌体的抑制作用增大,菌体进入衰亡期的时间趋于提前。6号和7号曲线的斜率一直是与横坐标基本平行的,说明邻苯二酚在此浓度下完全抑制菌体。

邻苯二酚在等量COD下对厌氧微生物的毒性恢复试验结果见图3。

从图3可知,去除邻苯二酚后的2~7号曲线斜率均有不同程度的上升,但比1号空白曲线低,说明去除邻苯二酚后,产甲烷菌的活性得到一定程度的恢复,但仍受一定影响。且随着邻苯二酚浓度的增加,恢复越来越差,7号曲线恢复最差。因此邻苯二酚属于生理毒素。

3.2 邻苯二酚在等量VOA下对厌氧微生物的毒性研究

邻苯二酚在等量VOA下对厌氧微生物的毒性试验结果见图4。

从图4可知,1号空白实验曲线斜率高于其它曲线,说明邻苯二酚对产甲烷菌的生物活性具有抑制作用。随着邻苯二酚浓度的增加,曲线的斜率越来越小,说明产甲烷菌受到的抑制越来越严重。

比较等VOA和等COD两种情况,等VOA下的曲线斜率均明显高于等COD下的曲线斜率,产气量也明显多,说明在等VOA条件下厌氧菌的活性明显增加。这说明VOA用量的增加可以明显提高甲烷菌的活性。

邻苯二酚在等量VOA下对厌氧微生物的毒性恢复试验结果见图5。

从图5可知,去除邻苯二酚后的2~6号曲线均有不同程度的上升,但比1号空白样低。说明去除邻苯二酚后,产甲烷菌的活性得到一定程度的恢复,但仍受一定影响,且随着邻苯二酚浓度的增加,恢复越来越差,因此邻苯二酚属于生理毒素;7号曲线斜率基本与横坐标平行,恢复效果最差。说明当邻苯二酚的浓度达到或超过7号的浓度时,将会对甲烷菌造成极大的伤害,产生不可恢复的抑制作用,也说明VOA对甲烷菌活性的促进作用是有一定限度的。

3.3 邻苯二酚在等量COD与等量VOA下半数致死量的分析与比较

从图6可知,在等量COD下,邻苯二酚对厌氧微生物的半数致死量约为1.3g/L,而在等量VOA下,邻苯二酚对厌氧微生物的半数致死量约为2.9g/L,进一步说明了VOA用量的增加可以有效促进甲烷菌的活性。在恢复实验中,两种条件下的半数致死量基本是一致的,说明在两次恢复实验方案中,甲烷菌的活性基本上恢复到相同程度。

综上所述,邻苯二酚对甲烷菌的生物活性具有抑制作用,当邻苯二酚达到一定浓度时,将会对甲烷菌造成极大的伤害,产生不可恢复的抑制作用;大多数培养瓶在经过毒性试验后都有良好的恢复,说明邻苯二酚属于生理毒素。

4 结论

(1) 制革废水中存在的邻苯二酚对厌氧污泥中的产甲烷菌的活性有显著的抑制作用,邻苯二酚的浓度越高,抑制作用越大,并且这种抑制作用是可逆的;但当邻苯二酚达到一定浓度时,将会对甲烷菌造成极大的伤害,产生不可恢复的抑制作用。去除邻苯二酚后,产甲烷菌的活性得到一定程度的恢复,但仍受一定影响,且随着邻苯二酚浓度的增加,恢复越来越差,因此邻苯二酚属于生理毒素。

(2)VOA用量的增加可以提高甲烷菌的产气量并促进其生物活性,但这种促进作用是有一定限度的。

(3)邻苯二酚对产甲烷菌的半数致死浓度受污泥活性的影响很大,在本实验条件下,厌氧污泥测得邻苯二酚的半数致死量浓度为:在等量COD,1.3g/L;在等量VOA,2.9g/L。

等量VOA条件下的半数致死浓度明显高于等量COD条件下的半数致死浓度,说明在相同环境下增加VOA的用量可以有效提高甲烷菌的活性,但这种活性的提高是有一定限度的。

(4)邻苯二酚对产甲烷菌的活性抑制实验与污泥活性关系密切。

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