降解分析（通用12篇）
降解分析 篇1
已知可降解各类石油烃的微生物共计100余属, 200多种, 分别属于细菌、放线菌、霉菌以及酵母菌等。自然界中就存在着多种石油降解微生物。目前, 有关石油及其产品的微生物降解方面的研究常有报道, 已经分离筛选出能够降解原油的菌种有:rhodococcus rhodochrous, pseudomonas, alicaligenes, rhodococcus erythropolis, acinetobacter, devouroil等[1], Vecchioli G I报道了通过添加土著微生物增强石油降解的能力[2]。在石油污染区域, 实际上就存在着一个对微生物的驯化选择过程。研究发现, 用污染土壤中的污染物接触并驯化土壤微生物, 可大大提高他们的降解速率。在污染土壤中, 多环芳香烃的绝对转化率比在未污染的土壤中要大几千倍到几十万倍[3]。因此在污染区域, 通过人工富集培养, 就能得到降解性能较好的菌株。虽然可利用土著微生物菌群处理石油污染物, 但在许多情况下, 由于土著微生物菌群驯化时间长, 生长速度慢, 代谢活性不高, 难以达到快速除污的效果。因此, 对石油污染进行生物修复, 必须先获得具有高效降解石油能力的菌株, 再通过各种方法加强菌的石油降解效率, 如表面活性剂的使用, 投加亲油的营养盐, 加大菌的密度等。筛选石油降解微生物的研究工作在国内外都受到极大重视。
1 方法
1.1 降解菌株的分离与筛选
土样采自胜利油田污染土壤, 利用石油原油作为唯一碳源的基本培养基进行菌株的分离与筛选, 并对筛选的菌株利用划线分离的方法进行菌株的纯化, 在纯化过程中, 始终保持以石油原油作为唯一碳源。
1.2 降解菌株的鉴定
对筛选的菌株进行显微镜形态学观察、培养皿观察以及生理生化实验进行鉴定[4]。
1.3 石油吸收波峰测定
利用紫外分光光度计, 在200～600 nm处, 进行光谱扫描, 确定石油的最高吸收峰。
1.4 菌株对石油降解能力的测定
在基本培养基中加入足量的石油, 稍微加热使其充分溶解, 取中层溶液做成石油饱和液。取适量加入比色皿中, 扫描测出石油饱和液的吸收峰, 然后, 挑取菌落加入石油饱和液中, 在37℃振荡箱中振荡培养。分别测量0, 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7, 8, 9, 10 h的由1.3中确定的石油吸收波长下的吸收峰值。以未接种石油降解菌的为阴性对照[5]。
2 结果与分析
2.1 通过以石油为唯一碳源的基本培养基进行分离, 并纯化后, 得到一株石油降解菌, 生长良好, 编号为X1。
2.2 对X1形态观察及部分生理生化性状鉴定结果 (见表1) 表明:该菌株X1属于假单胞菌属 (Pseudomonas sp.)
2.3 通过对石油的光谱扫描, 发现在211 nm处的 石油吸收峰最大。
注:表1中“+”表示为阳性, “—”表示为阴性。
2.4 通过分光光度计在不同时段进行211 nm和600 nm处吸光度值的测定结果 (见表2, 图1) 表明:随着菌悬液的加入, 其溶液在211 nm处吸光度值逐渐减小, 在2 h降至阴性对照的80%, 在6 h降至阴性对照值的58%, 在10 h降至阴性对照值的31%, 这说明石油混合液中211 nm处具有吸收峰的物质正在逐渐降解, 而600 nm处的吸光度值代表菌悬液中X1的生长情况, 从中我们可以看出, 随着时间的推移, 其值符合基本的细菌生长曲线, 而且与211 nm处吸光值的降低成对应关系。这说明石油混合液中物质的降解是由X1的作用引起的。菌X1具有一定的石油降解能力。
3 结论与讨论
本实验通过富集培养基进行富集, 筛选分离并纯化得到一株石油降解菌, 对其基本的生理生化指示进行鉴定, 并确定为假单胞菌属。经过紫外分光光度计进行分析其降解能力, 发现其具有一定的降解石油的能力。
下一步应对菌株X1采用诱变等实验手段进行降解性能的提高, 对其降解的底物范围进行分析, 弄清其对石油烃类进行降解的途径, 并对其进行室内的模拟驱油和降解试验, 为具体的应用打下基础。
摘要：从胜利油田污染土壤中分离纯化得到石油降解菌, 并对其部分性状及生理生化特性进行了实验研究。经鉴定该菌株属于假单胞菌属, 能够以石油作为唯一碳源生长。通过光谱扫描200600 nm范围内石油的吸光度确定在211 nm处石油有较高吸收峰。通过测量不同时间段菌的悬浮液在600 nm和211 nm处的吸光度, 结果表明随着菌的生长211 nm处的吸收峰显著下降。这表明该菌能以石油为碳源且降解能力较强。
关键词：石油降解菌,分离,纯化
参考文献
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[3]叶小梅, 常志州, 朱万宝, 等.调理剂对污泥中石油降解速率的影响[J].环境导报, 1999 (2) :21-22.
[4]中国科学院微生物研究所细菌分类组.一般细菌常用鉴定方法[M].北京:科学出版社, 1978:1-57.
[5]马文漪, 杨柳燕.环境微生物工程[M].南京:南京大学出版社, 1998:128-131.
降解分析 篇2
一株纤维素降解细菌的筛选、鉴定及产酶条件分析
目的. 筛选高活性的纤维素降解细菌,并进行初步鉴定和产纤维素酶条件分析.方法 采集吉首旗帜山松树林的土壤样品,通过富集培养和刚果红平板染色法筛选分离纤维素降解细菌;通过形态观察、生理生化特性检测和基于16S rRNA基因序列的系统发育分析对分离的菌株进行初步鉴定.利用单因素实验对产纤维素酶条件进行优化.结果 分离获得1株高活性纤维素降解细菌JDM11,初步鉴定其为Bacillus velezensis;菌株JMD11产纤维素酶最佳培养温度、最适初始pH和培养时间分别为28 ℃、7.0～7.5和32 h,在该条件下其滤纸酶(FPase)和羧甲基纤维素酶(CMCase)活力分别为260.32 U/ml和651.75 U/ml.结论 菌株JDM11是1株高活性纤维素降解的Bacillus velezensis.
作 者：金迪 彭清静 易浪波 龙俊勇 彭清忠 作者单位：吉首大学生物资源与环境科学学院,湖南,吉首,416000刊 名：中国微生态学杂志 ISTIC英文刊名：CHINESE JOURNAL OF MICROECOLOGY年，卷(期)：22(4)分类号：Q939.96关键词：纤维素酶 筛选 16S rRNA 基因 鉴定
降解分析 篇3
关键词：二氧化钛；酸性红G；光催化；中间产物
中图分类号：O656.4 文献标识码：A 文章编号：1674-1161（2016）02-0008-03
印染行业废水排量大、毒性高、成分复杂、可生化性差、对环境污染严重，因此，印染废水的处理备受关注。酸性红G是一种常见的染料，其溶液色度高、难降解，具有印染废水的特点，因此实验室常以酸性红G溶液来模拟印染废水，研究如何对其进行高效处理[1-2]。
光催化在处理工业废水方面有一定的发展前景[3]，具有节能、高效、降解彻底等优点[4]。TiO2是一种廉价、高效、清洁的半导体催化剂，可将难降解的有机污染物氧化分解成为CO2和H2O，成为环保领域的一个研究热点[5]。
本研究以酸性红G为待降解染料，研究纳米TiO2对酸性红G的降解，并对中间产物进行分析。
1 材料与方法
1.1 试剂
试验所用催化剂为德国进口纳米级TiO2，其锐钛矿含量为80%，比表面积为50 m2/g。酸性红G粉末由东京化成工业株式会社生产。
1.2 仪器设备
80-2B型离心机：上海安亭科学仪器厂；722S型可见光分光光度计：上海菁华科技仪器有限公司；pH211型pH计：Portugal公司；900 UV/VIS/NIR型紫外—可见分光光度计：Perkin Elmer Lambda公司；Spectrum GX型傅里叶变换红外光谱仪：Perkin Elmer Lambda公司。
1.3 试验步骤
分别配制5，10，20，40 mg/L染料溶液，取不同浓度的染料溶液600 mL于800 mL圆柱形石英容器中，进行光催化试验。向染料溶液中加入纳米TiO2，使其浓度为1 g/L。避光搅拌15 min后，将18 W紫外灯插入混合液中，边搅拌边照射。试验中，在相同时间间隔下取10 mL降解液于离心管中，以3 600 r/min的转速离心10 min，取上层清液，以蒸馏水为参比，用可见光分光光度计测吸光度，计算染料溶液的降解率；同时，用pH计检测染料溶液在降解过程中pH值的变化。
在降解过程中，分别在10，20，30，40 min时，取初始浓度为20 mg/L酸性红G溶液170 mL离心。取上层清液10 mL，用紫外—可见分光光度计在200～800 nm条件下扫描；取剩余清液150 mL于250 mL烧杯中，加入溴化钾0.15 g，于90 ℃烘干压片，用傅里叶变换红外光谱仪测定红外光谱。
1.4 降解率的计算方法
溶液的降解率通过以下公式计算：
式中：A0为染料溶液光催化反应前溶液的吸光度；A为不同光催化时间下染料溶液的吸光度。
2 结果与分析
2.1 酸性红G达到最大降解率所用时间及溶液pH值的变化
在催化剂的浓度为1 g/L，染料浓度分别为5，10，20，40 mg/L条件下，酸性红G达到最大降解率所用时间测定结果见表1。
由表1可以看出，TiO2可将酸性红G降解98%以上。由于反应过快和过慢都不利于对降解产物的分析，为测量方便，以染料浓度20 mg/L为宜。
在降解过程中，4种浓度溶液的pH值均出现了先缓慢增大、后逐渐减小的趋势。这说明在降解过程中可能先生成了一定的碱性物质，随着反应的进行，碱性物质分解，产生了新的酸性物质，因此使溶液的pH值继续下降。
2.2 酸性红G降解过程中溶液的UV—VIS图谱变化
利用紫外—可见分光光度计测得酸性红G在降解过程中紫外光谱变化情况如图1所示。
由图1可以看出：酸性红G的最大吸收波长在510 nm，这是N参与整个大分子共轭体系中π→π*所产生的。在310 nm处出现的峰可能是由于苯环上的取代基影响，特征峰产生了一定偏移（苯的特征峰在254 nm）。随反应时间的推移，两处吸收峰均有一定程度的减弱。510 nm处吸光度迅速下降，说明共轭体系遭到了一定程度的破坏；而310 nm处吸光度下降则不是很明显，可能是由于苯环进一步氧化的难度较大，不易被氧化所引起的。在反应进行10 min时，最高处吸收峰发生了一点偏移，这很可能是助色基团从染料结构中脱离，使染料的共轭结构变小，电子云的密度减小，从而引起最大吸收波长向短波方向移动。
2.3 酸性红G降解过程中的红外光谱变化
通过红外光谱可以观察到染料分子在被氧化的过程中其主要官能团的变化情况。酸性红G降解过程中的红外光谱图如2所示。
由图2可以看出：酸性红G原始溶液（0 min）红外光谱图中，3 447 cm对应为N—H的伸缩振动，
1 557～1 492 cm对应为苯环的骨架振动，897～688 cm对应为苯环上C—H弯曲振动，1 455 cm对应为
—N=N—伸缩振动，1 325 cm时应为C—N伸缩振动，1 049 cm和986 cm对应为—SO3-基团中S=O对称与非对称伸缩振动[6]。
随着反应的进行，偶氮键吸收峰减少，还可以明显地看到苯环峰消失，结合紫外光谱图可知，C—N键先进行断裂，苯可能断裂成其他小分子；在1 400 cm处C=O峰加强，对应溶液pH值的增加，说明有羧酸生成，也可能是醛或酮等物质。在3 176 cm处出现新的峰形，很可能是因为氢键的影响，出现—OH的伸缩振动。因此，苯环断裂成为羧酸的可能性较大。而在1 050 cm处的峰渐渐消失，在1 110 cm处的峰增强，该处对应为SO42-吸收峰，则表明有SO3-转化成SO42-。
3 结论
1） 纳米TiO2可将酸性红G降解98%以上。
2） 酸性红G在降解过程中溶液的pH值先增大、后减小。通过紫外和红外光谱的分析可知，在降解的过程中，C—N键先受到攻击，苯环逐步被氧化成小分子酸，最后生成CO2和H2O。
参考文献
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[5] 高濂.纳米氧化钛光催化材料及应用[M].北京：化学工业出版社，2002.
[6] 张华.现代有机波谱分析[M].北京：化学工业出版社，2005.
次氯酸钠有效氯降解规律分析 篇4
该药物的优点是杀菌作用快速彻底, 但缺点是不耐贮存, 性能不稳定, 有效成分易降解。研究室曾调查过高浓度次氯酸钠存放过程中的有效氯降解规律, 浓度为6.83%的高浓度次氯酸钠存放1个月后, 有效成分降至4.88%, 有效成分降低接近29%, 降解速度快。对于配制好的次氯酸钠该如何控制其使用时间, 在多长时间内使用完成才能保证消毒效果, 尚未见研究报道。
1 材料和方法
1.1 检测用试剂及配制方法
100 g/l碘化钾溶液:称取10 g碘化钾, 加入容量瓶中, 加水稀释到100 ml, 摇匀。
0.1 mol/l硫代硫酸钠标准滴定溶液:配制称取26 g硫代硫酸钠, 溶于1000 ml纯水中, 缓缓煮沸10 h, 冷却, 放置两周后滤过备用。
10 g/l淀粉指示液:称取1 g淀粉, 溶于100ml水中, 摇匀。
10%冰醋酸:100 ml冰醋酸兑水900 ml。
1.2 实验方法
先将次氯酸钠配制成各种不同浓度药液, 再针对不同试验要求进行药液浓度检测。采用碘量法测定次氯酸钠溶液中有效氯含量[1]。
1.3 统计方法
采用Excel进行统计分析及作图。
2 结果
2.1 次氯酸钠有效氯含量在3天内的降解规律
将浓度为0.35%的次氯酸钠消毒液在室温室内条件下敞口条件下放置, 每隔6 h测定一次有效氯含量, 持续调查72 h, 消毒液有效氯含量变化情况 (结果见图1) 。
从图1可知, 消毒液有效氯含量随存放时间延长而降低, 且降解速度呈现先快后慢的规律, 配制后6 h, 有效氯含量从起始0.35%急剧降至0.13%;6 h-24 h间的降解速率明显减缓;24 h后, 药液浓度基本保持在0.04%左右, 浓度变化呈一条平缓曲线。通过拟合得到一条幂函数拟合曲线y=76.463x-1.1201 (拟合线见箭头所指曲线) , R2达0.9767, 相关性很高, 说明消毒液有效氯的降解符合幂函数曲线。
2.2 不同起始浓度次氯酸钠有效氯的降解规律比较
根据有效氯含量在3天内的降解调查数据, 次氯酸钠的降解速度极快, 尤其前6 h的变化显著。为此, 调整了调查时间, 每间隔2 h取样调查药液浓度变化情况。调查了初始浓度分别为0.27%、0.38%两种消毒液在室温 (23℃-25℃) 、室内条件敞开放置条件下10 h内的变化规律 (结果见图2) 。
两种不同起始浓度的药液降解规律基本相似, 并与图1的降解曲线相似。次氯酸钠药液浓度在前6 h降解速度快, 随后降解速度降低。两种浓度的药液降解规律相似, 高浓度0.38%药液浓度降解略慢于浓度0.27%药液, 6 h之后, 两者的浓度接近, 均降至0.06%左右。浓度为0.38%的消毒液有效氯降解规律符合指数曲线y=0.3682e-0.319x (R2=0.9896) , 浓度为0.27%消毒液有效氯降解规律符合指数曲线y=0.6425e-0.3731x (R2=0.971) (箭头所指为两种浓度的指数拟合曲线) 。
2.3 不同存放条件对消毒液有效氯降解速率的影响差异
在前面试验调查的基础上, 设置了因素A药液起始浓度 (0.2%、0.4%、0.6%) 、因素B存放方式 (避光敞开、避光密封、光照敞开) 和因素C3存放时间 (6 h、12 h、24 h) 个因素进行中心组合试验, 分影响对药液浓度降解的主效因素。
3 小结
次氯酸钠属于含氯消毒剂, 其杀菌作用包括次氯酸的氧化作用、新生氧作用和氯化作用, 其中氧化作用是最主要的杀菌机理。次氯酸钠在水中形成次氯酸, 次氯酸不仅可与细胞壁发生作用, 且能侵入细胞内与蛋白质发生氧化作用或破坏其磷酸脱氢酶, 使糖代谢失调而致细胞死亡, 这是次氯酸钠快速杀菌原理。
降解分析 篇5
两株甲苯高效降解菌降解性能的比较
利用自行研制的玻璃龙头塞三角瓶对2株甲苯降解高效菌的甲苯降解性能进行了测定和比较.在纯培养和以甲苯为单一碳源条件下进行摇瓶实验,结果发现,在初始液相浓度为0～75mg/L范围内,甲苯不会对2株菌的甲苯降解活性产生抑制作用.2株菌对甲苯进行降解的.适宜pH值约为7～8,适宜温度范围为28～37℃.比较适宜条件下甲苯降解动力学参数可知,2号菌的甲苯降解性能优于1号菌,其最大比基质降解速率和表观最大比增殖速率分别为0.40h-1和0.18h-1.
作 者：席劲瑛 胡洪营 朱洪博 钱易 XI Jin-ying HU Hong-ying ZHU Hong-bo QIAN Yi 作者单位：清华大学环境科学与工程系,环境模拟与污染控制国家重点实验室,北京,100084 刊 名：中国环境科学 ISTIC PKU英文刊名：CHINA ENVIRONMENTAL SCIENCE 年，卷(期)： 25(z1) 分类号：X172 关键词：甲苯 降解性能 摇瓶亚硝酸盐降解进展研究 篇6
摘要：亚硝酸盐对人体有一定毒性，长期或超标摄入人体后会使血液中正常的血红蛋白（二价铁）转变成正铁血红蛋白（三价铁），导致失去携氧功能引起呼吸困难、循环衰竭以及中枢神经系统损害，严重者将导致死亡等严重后果。亚硝酸盐的降解研究主要包括物理法、化学法、微生物降解法和酶处理法。本文对各种常见方法进行了详细介绍。
关键词：亚硝酸盐；降解；乳酸菌；还原酶
课题来源：吉林省教育厅“十三五”科学技术研究规划项目
中图分类号： TS201.2 文献标识码： A DOI编号： 10.14025/j.cnki.jlny.2016.22.037
亚硝酸盐广泛存在于蔬菜、肉类发酵食品和养殖水体中。作为国家食品卫生法允许使用的食品添加剂，亚硝酸盐在食品加工中被广泛使用。亚硝酸盐能使食品呈良好色泽，且具有防腐和增强风味的作用。在食品的贮存过程中，也会有一定的亚硝酸盐的生成。亚硝酸盐随食物进入人体后，可形成具有致癌作用的亚硝胺，引起正常血红蛋白（二价铁）转变成正铁血红蛋白（三价铁），从而失去携氧功能。造成呼吸困难、循环衰竭以及中枢神经系统损害，严重者导致死亡。
如今，亚硝酸盐含量的检测已成为食品、环境监测、水质等方面的重要考察因素之一。世界卫生组织（WHO）和联合国粮农组织（FAO）于1973年明确规定，亚硝酸盐的允许摄入量（Acceptable Daily Intake）ADI值为0.13毫克/千克/天。中国蔬菜中亚硝酸盐含量限量标准，以NaNO2计为4毫克/千克。
目前，国内外对亚硝酸降解方法较多，如物理法、化学法、微生物降解法和酶处理法等。
1 微生物降解法
2004年，国外已经开始对微生物降解亚硝酸盐方面进行了研究。研究发现，从韩国泡菜中分离出的肠膜明串珠菌可以对亚硝酸盐进行降解，且随温度变化与降解效果形成正比；从泡菜中分离的植物乳杆菌、清酒乳杆菌也具有很好的降解能力，温度仍是影响降解效果的主要因素。因此，在肉制品加工中添加乳酸菌，不仅能改善肉制品的色泽和风味，而且还可产生一些特殊的酶系，以减少亚硝胺的生成，降低亚硝酸盐残留。
除了乳酸菌外，微球菌和凝固酶阴性葡萄球菌等许多微生物也对还原降解亚硝酸盐有效。
2 酶法处理
从理论上讲，用硝酸盐和亚硝酸盐还原酶等取代活的发酵剂培养物和微生物降解产生的结果应该是一样的。但亚硝酸盐还原酶多数属于胞内酶，可在细胞内有效地发挥作用，在细胞外的效果较差。而且，亚硝酸盐还原酶还是一种氧化还原酶，需要电子传递体才能参与催化反应。因此，直接用亚硝酸还原酶的方法降解亚硝酸盐效果一般。
3 添加亚硝基处理的血红白蛋白
将合成制取的亚硝基血红蛋白代替NaNO2或NaNO3应用于香肠等肉制品中进行试验，结果显示，肉制品的呈色效果良好，产品色泽鲜亮，稳定持久，风味独特，且有效降低了肉制品中NO2-的残留量，达到了降硝的目的。
4 乳酸链球菌的作用
乳酸链球菌素（Nisin），又称乳链菌肽，是由乳酸链球菌产生的一种多肽类物质。添加在食物中的乳酸链球菌素进入人体后，可被人体内的酶降解、消化，是一种高效、安全、无毒、无副作用的天然食品防腐剂。研究发现，在食品中加入适量的乳酸链球菌可使亚硝酸盐的含量明显降低，又不影响食品的色泽、防腐效果，有效延长了肉制品的货架期。
5 酸性化学环境法
较高的酸度除了能抑制食物中的有害微生物外，还能分解破坏亚硝酸盐。例如，加入肉制品中的硝酸盐会与肌红蛋白反应，生成亚硝基肌红蛋白，从而使肉类制品呈鲜红色，亚硝基肌红蛋白易受热变性，会生成不易褐变的鲜红亚硝基血色原，在促进发色的同时，可降低肉制品中亚硝酸盐的残留量。
6 维C、维E法
维C 作为人体必需的维生素，可以抑制发酵过程中硝酸盐的还原并加速脱氢过程，从而阻断亚硝酸盐的产生。此外，维C具有酸性，在添加时要注意量的控制。维E与亚硝酸盐的亲和力较高，可防止体内亚硝化作用，抑制亚硝基化合物的生成，进而抑制亚硝胺的致癌作用。因此，许多新鲜果蔬、天然植物药材都有较强的清除亚硝酸盐的能力，例如，苹果、梨、番茄、金钱兰等。
7 活性物质吸附法
这一方法主要应用于养殖水体中亚硝酸盐含量的控制。其方法为向养殖水体中拨洒活性炭、沸石粉、海泡石等具有较强吸附能力的物质，将亚硝酸盐吸附在其分子间隙中。这种吸附法作用时间短，见效快，成本较低，但是吸附剂用量较大，如经常性使用，在一定程度上能改善水质，但是大量吸附了有毒有害物质的吸附物质会沉积水底，可对池塘引起二次污染，对池塘水底的虾蟹类造成更严重的伤害。
8 涂膜贮藏法
涂膜保鲜技术是提高果蔬品质的常用方法之一。有研究表明，使用壳聚糖和蔗糖酯等材料对果蔬进行涂膜处理，降低了果蔬的呼吸强度，在减少了营养物质消耗的同时，可抑制果蔬内酶的活性，阻止硝基还原酶催化的硝酸盐向亚硝酸盐的转化。而且复合膜能够阻止外界细菌的侵入，使得硝酸盐向亚硝酸盐转化的速度减慢，导致果蔬中亚硝酸盐含量趋于下降或稳定。
亚硝酸盐与蛋白质的代谢产物生成的致癌物质——亚硝胺，对人类健康和环境都造成了严重的危害。因亚硝酸盐浓度超标而引发的安全事件屡见不鲜。目前的降解亚硝酸盐的方法都有其利弊，世界各国都在致力于探索一种能够快速、环保、高效的降解方法。
参考文献
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降解分析 篇7
关键词：16Sr RNA序列,ISR,Pseudomonas,吡啶降解多样性
0 引言
吡啶及其衍生物是一类典型的难降解含氮杂环化合物,其在土壤中普遍存在[1]。吡啶容易进入地下水,具有毒性和致畸性,其主要来源于焦化厂、制药厂和化工厂。1914年,首次报道了一些土壤微生物能够降解吡啶[2]。后来,随着污染物生物降解技术的发展,吡啶降解微生物如Pseudomonas sp.[3]、Paracoccus sp.[4,5]、Shinella zoogloeoides BC026[6]相继得以研究。蔡晶晶、徐刚明、常睿、熊瑞林和乔琳[7,8,9,10]等人筛选了吡啶降解菌株,同时对菌株的降解性能进行了初步研究。本研究基于16S rRNA序列和ISR分析,对3株分离菌株进行初步的分类鉴定。通过Touch-Down PCR,对3株细菌对吡啶降解的多样性进行了初步的分析。这将对吡啶降解的微生物筛选提供依据,同时也为吡啶降解在基因水平研究做出初步的尝试。
1 材料与方法
1.1 材料
1.1.1 实验菌株
从蘑菇上分离到3株XJUHX-1、XJUHX-12 和XJUHX-16。
1.1.2 试剂
吡啶试剂(AR)购自上海金山亭新化学试剂公司;PCR反应用试剂和pMD18-T简易载体购自TaKaRa 公司;回收DNA使用Watson公司的the Gel Extraction Mini Kit (50次)。
1.1.3 仪器
ABI公司9700型PCR仪、DDY-6C型电泳仪(北京市六一仪器厂);JY04S-3C型凝胶成像仪(北京君意东方电泳设备有限公司);HWS24型电热恒温水浴锅(上海一恒科学仪器有限公司);LDZX-30XB型立式压力蒸汽灭菌器(上海申安医疗器械厂);TG16-WS台式高速离心机(湖南湘仪实验室仪器开发有限公司)。
1.2 方法
1.2.1 细菌总DNA的提取
基因组DNA提取按照Saito and Miura (1963)[11]。质粒制备和E.coli 的CaCl2转化依照Sambrook,et al. (1989)[12]。用Gel Extraction Mini Kit (捷瑞)纯化PCR扩增片段,T&A克隆pMD18-T简易载体 (Takara)。
1.2.2 16S rRNA基因扩增
基因组DNA作为PCR扩增的摸板扩增16S rRNA基因,通用正向引物P1(5’-3’)AgA gTT TgA TCC Tgg CTC Ag和通用反向引物P2(5’-3’)AAg gAg gTg ATC CAg CCg CA。25μl反应体系,包括12.7μl无菌水,2.5μl 100μmol/L dNTP,2.5μl 10×PCR 缓冲液,1μl 引物1,1μl 引物2,4μl 2mmol/L MgCl2,0.3μl Taq酶和1μl模板DNA。反应条件:94℃,5min;94℃,30s;56℃,30s;72℃,1.5min (30循环);72℃,3min。扩增产物克隆至pMD18-T简易载体 (Takara),抽提质粒后进行测序,测序结果通过http://www.ncbi.nih.nlm.gov网站进行BLAST序列比对。
1.2.3 ISR分析
16S-23S rRNA基因间区(intergenic regions,ISR)用于说明3株细菌XJUHX-1、XJUHX-12和XJUHX-16属于Pseudomonas sp.[13],引物序列参照[14]。
1.2.4 吡啶降解相关基因的扩增
以基因组DNA作为模板,用Taq(Takara)进行Touch-Down PCR扩增,引物和反应程序均参照 Christopher Rundefinedsch,et al.(2002)[15]进行,不同的是预变性后加入Taq酶。扩增的目的基因连接至pMD18-T简易载体 (Takara),重组质粒转化至E.coli JF1125并测序。
2 结果与分析
2.1 16S rRNA序列分析
用21f-1525r和27f-500r引物,得到3株细菌的16S rRNA扩增片段(见图1),XJUHX-1、XJUHX-12和XJUHX-16大小均约为1.4kb左右。测序结果表明,XJUHX-1、XJUHX-12和XJUHX-16分别为1 441bp、1 448bp和1 444bp,其基因注册号分别是EU239464、EU194334和EU239473。
结果表明,XJUHX-1(1441bp)、XJUHX-12 (1448bp)和 XJUHX-16(1444bp)均属于Pseudomonas属,且分别与P.putida、P.geniculata和P.plecoglossicida具有99%的相似性。本研究用Mega 4软件对包括实验菌株在内的25个Pseudomonas属种构建进化树。结果表明,3个实验菌株与Pseudomonas属的其他种在同一个分支上。但是,P.putida XJUHX-1(EU239464)与P.putida (D83788)、P.plecoglossicida XJUHX-12(EU194334)与P.plecoglossicida(AB009457)并不在一个分支上,因此在菌株进化上体现出了可能的多样性。
2.2 ISR分析
为了评估保守基因组区域可变部分的基因间长度多态性,16S～23S基因间区得以扩增。结果表明,XJUHX-1、XJUHX-12和XJUHX-16的共有序列在500～250bp之间对照组Bacillus megaterium在此区间没有扩增出条带。由此说明,3株实验菌株在属于同一个属。
2.3 吡啶降解相关基因的扩增
“+”: 表示扩增到完整序列;“-”: 表示没有扩增到序列。
通过Touch-Down PCR,对三株Pseudomonas sp.XJUHX-1、XJUHX-12 和XJUHX-16菌株扩增和回收nosZ、nirS、nirK和nifH的部分基因片段(见图4)。
测序结果表明,只有XJUHX-12菌株的nifH基因是正确的基因编码(见表1),基因注册号为:AJ223993。
3 讨论
本研究对分离的3株细菌初步分类鉴定为Pseudomonas后,初步探讨了其对吡啶生物降解基因的多样性。结果表明,同属Pseudomonas的菌株,并不都具有吡啶降解基因。分离自同一位点的微生物却在16S rRNA基因序列和吡啶降解基因方面表现出了不同,这初步说明了3株分离菌株在一定程度上具有遗传多样性。
降解分析 篇8
1.1生物燃料
目前工业上对化石燃料日益增加的依赖性与有限的化石资源的矛盾严重影响了国家的能源安全。为了获得安全和可持续的能源供应,减少温室效应,许多国家都把利用可再生资源生产液体燃料以代替汽油作为优先发展的目标。
目前生物乙醇已经在巴西、美国和一些欧盟国家大规模使用,生物乙醇的优点是多种原料都能生产、无毒、容易在现有的基础设施中使用。可以低剂量的与汽油混合(比如E5和E10),也可以高剂量的与汽油混合(比如E85)。
目前,已开发出的商业化的替代性能源是利用谷物原料进行生物转化生产的燃料乙醇,即利用第一代生产技术油糖或淀粉类农作物生产的生物乙醇。尽管这种生物乙醇的生产成本具有竞争力,但是原材料面临食品和饲料工业的竞争,导致原料价格提高和供给不足。
利用木质纤维素原料生产乙醇的技术称为第二代生产技术。原料来源包括农业废弃物(麦草、甘蔗渣、玉米秸秆)和林业废弃物(木屑、疏伐剩余物)以及专门的能源作物(柳树)等。木质纤维素原料来源广泛、量大易得、价格低廉、与其他工业应用没有竞争。纤维素生物质可以在各种气候和土壤条件下生长,无需施肥,也不会增加温室气体的排放[1]。可以预见的是,利用现有的技术转化生物质得到的生物燃料可以大幅减少石化行业排放到大气中的温室气体,分散石化炼制行业生产燃料和化工产品的压力,加快农村经济发展,提供更多就业岗位,降低国家对原油进口的依赖性,增强国家安全。
植物通过光合作用形成细胞壁,在这一过程中,植物由碳、氢、氧等元素合成一系列有机物,如纤维素(30%~50%)、半纤维素(20%~30%)、木质素(20%~30%)等高分子聚合物,占纤维原料的大部分[2]。
2木质纤维素的降解方法
木质纤维素原料制备乙醇的流程包括半纤维素的水解,纤维素的水解、发酵、木质素残余物的分离、乙醇的回收和浓缩、废水的处理。其中关键步骤是半纤维素和纤维素水解为糖,以及糖发酵生成乙醇。如果原料没有经过预处理,纤维素转化为葡萄糖的水解速率会非常缓慢,因为天然纤维素收到半纤维素和木质素的保护,而原料的预处理可以通过影响纤维素的可消化性、发酵毒性、废水处理的需求等,对生产过程中其他步骤例如酶水解、发酵、下游加工和废水处理产生重大影响。
2.1木质纤维素的预处理
木质纤维素的预处理方法分为以下几种类型:物理法(如球磨、碾磨、辐射、超声波作用)、化学法(如酸、碱、氧化剂、有机溶剂)、物理化学法(蒸汽法、湿氧化法)和生物法,以及上述这些方法的结合[3]。为便于比较,将不同的预处理方法列于表1.1中。
2.2木质纤维素的水解技术
木质纤维素的水解技术包括浓酸水解、稀酸水解、酶水解、微生物水解等方法。
采用浓酸水解过程降解木质纤维素,可以得到较高的糖得率,产生的降解产物也很少,但是浓酸毒性大、腐蚀性高,要求设备耐腐蚀,酸回收的高成本导致浓酸水解工艺的可行性不高[4]。
稀酸水解工艺在纤维素转化技术中工业化应用最多,生产条件较为苛刻,要求高温高压的处理环境。一般在用1%~4%稀硫酸降解过程中,原料的处理温度为180゜C~200゜C,反应时间1~4 h,葡萄糖产量为50%或更高[5]。
木质纤维素的酶水解是采用微生物产纤维素酶来降解纤维素物质的过程。纤维素材料的酶水解反应虽然过程缓慢,但是不会产生糖分子的过度分解产物,从而有利于后续的发酵过程的进行。目前大部分的商业纤维素酶是利用里氏木霉(Trichoderma reesei)产生的。
微生物对木质纤维素化合物的降解和转化是自然界碳循环的主要环节,具有降解纤维素能力的微生物主要分布在细菌域和真核生物域的许多属中,其中真菌被认为是自然界中纤维素类物质的主要降解者。
3国外申请人的技术演进和发展
通过对涉及木质纤维素降解方法领域的国外专利申请进行梳理,可以看出,存在有大量的公司申请,显示出国外商业力量在木质纤维素新能源领域的发展情况。
其中一个方向的专利技术着重研究木质纤维素的降解方法,即从木质纤维素中分离出纤维素,然后对纤维素进行酶水解。具体方法包括机械—酶耦合水解(W02006/056838,艾尔萨姆工程有限公司,2004年),组合酶水解(WO2008008070,二进国际(美国)有限公司,2006年),水热预处理—分离出纤维素、木质素(CN 101522760A,艾米塞莱克斯能源公司,2007年),氨水高温高压预处理(CN101484590A,密执安州大学,2007年),高温无机水解(US2005116214,阿彻-丹尼尔斯-米德兰公司,2008年),采用腐褐真菌预处理(EP2276839,帝国创新有限公司,2009年),用离子束处理材料(US2012186973,希乐克公司,2009年)液氨预处理纤维素—晶型转化—复合酶降解(US2013217073,密歇根州立大学董事会,2011年),二氧化氯、乙醇降解,分离出纤维素、半纤维素和木质素(US2012040413,佐治亚技术研究公司雪佛龙美国公司),离子溶液降解木质纤维素,蒸馏回收(US2013153163,斯托拉恩索公司,2011年),分别用酸碱预处理(CN103429749 A,诺维信公司,2011年)酸度调节控制水解速度(CN103502258 A,瑞恩麦特克斯股份有限公司,2012年)。可以看出早期技术的重点是研究怎样分离出纤维素,从而进行糖化。后期技术的重点在于发展出更多的降解技术,各种添加剂的使用,寻求对整个反应过程的精细化控制,反映在试图分离出纤维素、半纤维素和木质素三种成分,减少副产物的生成。
另一个方向的专利技术着重研究对纤维素以外的其他物质的分解,例如木糖酶水解半纤维素(US2010196980,诺维信公司,2008年),纤维素半纤维素酶复合降解(US2011143402,帝斯曼知识产权资产管理有限公司,2009年),木聚糖酶水解纤维素半纤维素(US2013273611,先正达参股股份有限公司,2011年)。由于木质纤维素降解制备生物燃料是近年来提出的新的思路,该课题一直受限于仅仅在理论中可行,实际生产不经济。可以看出国外的很多公司,前期的研究重点是降解方法,后期研究重点是反应过程的精细化控制和对其他产物的降解利用,是一条从理论到实际应用的发展道路。
4国内申请人的技术演进和发展
通过对涉及木质纤维素降解方法领域的国内专利申请进行梳理,可以看出,国内主要是高校、研究所等研究力量在木质纤维素新能源领域进行探索。其中一个方向的专利技术着重研究木质纤维素的降解方法。例如乙酸和硝酸降解木质素和半纤维素技术(CN1588085,华南理工大学,2004年),木聚糖酶分解半纤维素(CN1966693,中国农业科学院麻类研究所,2005年),酸耦合高温蒸汽爆破技术(CN1896254,哈尔滨工业大学,2006年),高温稀酸水解(CN 201077823Y,中国科学院广州能源研究所,2007年),辐射耦合热水、乙醇脱木质素技术(CN101041834,湖南省原子能农业应用研究所长沙桑霖生物科技有限公司,2007年),稀酸水解半纤维素、球磨去除木质素技术(CN 101230359A,中国石油化工股份有限公司,2008年),碱式碳酸盐降解木质素(CN101736630A,安琪酵母股份有限公司,2008年),复合酶降解木质素(CN101532261 A,无锡益达生物技术有限公司,2009年),水热降解半纤维素(CN101586136 A,中国科学院广州能源研究所,2009年),酸碱预处理,分别收集木质素、纤维素、半纤维素(CN102153763 A,天津大学,2011年),高温高压水解(CN201981210U,逢甲大学,台湾,2011年),多种酶复合降解,添加剂(CN102517359 A,吉林大学,2011年),离子溶液分解木质素(CN103031762 A,中国科学院过程工程研究所,2011年)。超声波强化过氧化氢降解木质素(CN102839198 A,东南大学,2012年),木霉降解木质纤维素(CN103060418 A,南昌大学,2012年),高温高压预处理(CN103074385 A,大连工业大学,2013年),百腐真菌提取半纤维素(CN103159865 A,北京林业大学,2013年),氢氧化钠、双氧水脱除半纤维素和木质素(CN103205473 A,昆明理工大学,2013年),蒸汽爆破预处理(CN103224966 A,天津大学,2013年),微波、碱、表面活性剂预处理(CN103243139 A,河南工业大学,2013年),离子液体降解,过氧化氢催化(CN103409566A,重庆大学,2013年),过氧化氢、微生物预处理(CN103409383 A,江苏大学,2013年),过氧化氢处理降解木质素,酸解溶解半纤维素,酶解纤维素(CN103421863,河北工业大学,2013年),碱高压水热预处理(CN103451986,中国科学院过程工程研究所,2013年),有机溶剂,高压,催化剂,降解木质素(CN103740397,山东大学,2014年)。
可以看出随着时间的推进,降解方法明显多样化,出现了多种方法联合使用,添加剂的使用等等,重点从早期的提高降解效率到后期的三种产物分离,减少副产物,同步糖化发酵技术的演进。在这条技术发展路线上,国内的技术水平与国外的研究水平相当,但是主要还是高校、研究所等科研投入,很少有公司的科研力量的投入。
国内有一个明显的与国外不同的研究方向,就是探寻木质纤维素的一体化处理,综合利用。例如上海大学2009年的申请CN101691537 A,研究对降解过程中的副产物进行进一步的处理,达到零排放。中国科学院过程工程研究所2010年的申请CN102051383 A研究采用汽爆技术分离纤维素、半纤维素、木质素,达到全利用。清华大学2010年的申请CN102154381 A研究将纤维素发酵得到乙醇,半纤维素用于油脂发酵,达到全利用。清华大学2011年的申请CN102433358 A研究酸解半纤维素,碱醇提取木质素,酶解纤维素,发酵乙醇,三个组分联产。中国科学院过程工程研究所2013年的申请CN103739384 A研究枯枝落叶一体化处理,综合利用的方法。从中可以看出国内高校的研究也在向着工业实际化应用领域发展。
邻苯二甲酸酯光催化降解影响分析 篇9
本实验采用阳极氧化法制备Ti O2纳米管为催化剂, 光催化降解PAEs中最为常见的邻苯二甲酸二甲酯 (DMP) , 以紫外光为光源, 在催化剂投加量固定的情况下, 分析光照时间、p H值对降解的影响, 为治理受PAEs污染的水体提供一些理论依据[2]。
1 材料与实验方法
(1) 主要药品与仪器
邻苯二甲酸酯 (天津精细化工研究所, 分析纯) ;
NH4F (天达净化材料精细化工厂, 分析纯) ;
Lambda 35型紫外/可见分光光度计 (珀金-埃尔默公司) ;
PHSJ-4A型实验室p H计 (上海精密科学仪器有限公司) 。
(2) Ti O2纳米管催化剂的制备与表征
将工业纯钛, 裁成长方形试样放入无水乙醇和丙酮的1∶1混合溶液中超声清洗, 除去钛片表面的污渍后用去离子水冲洗并烘干, 浸入0.5%的NH4F电解液中, 稳定阳极电位在25V, 电解1小时得到相同尺寸的Ti O2纳米管阵列。然后放入马弗炉中在500℃下高温焙烧1h进行晶化, 再在1mol/L的硝酸中浸泡后用去离子水冲洗干净备用。
(3) 光催化降解实验设计
称取适量DMP, 配制成质量浓度为10.0mg·L-1DMP的溶液后超声10min, 使溶液溶质充分溶解, 投入Ti O2纳米管并曝气1h, 然后量取20ml溶液移入光反应仪用的石英管中, 开启高压汞灯并计时, 每隔适当的时间取样, 然后用紫外/可见分光光度计测量DMP在230nm定波长下的吸光度, 并依据反应前后的吸光度值变化求出降解率。
2 结果与讨论
(1) 光照时间对DMP光催化降解的影响
添加Ti O2纳米管的条件下进行光催化实验与不加Ti O2纳米管的条件下进行单独光解实验。
随着光照时间的延长, DPM的降解率逐渐增大, DMP的降解率已经达到55%以上, 去除效果较好。DMP光催化降解过程先生成一系列中间产物, 所以前期降解率很低, 而时间越长降解率开始明显升高, 这是由于随着光降解时间延长, 中间产物逐渐降解, 因此降解率明显加快。
(2) p H值对DMP光催化降解的影响
水体p H值的不同, 不仅会影响DPM水体中的存在状态, 而且会Ti O2表面的带电性和DMP的带电性, 进而影响Ti O2对DPM的吸附, 因此不同p H必定会影响光催化的效果。DMP水样的原始p H为5.98, 使用盐酸和氢氧化钠溶液调节水样初始p H值, 分别为1.0、3.0、5.0、7.0、9.0, 进行光催化降解实验, 反应240mi取样, 利用分光光度计检测DMP在230nm定波长下的吸光度, 通过对比结果可以看出, p H值在1.0至7.0之间, 随着p H值的增大, 在相同时间内DMP的降解率逐渐增大;而p H值在7.0至11.0之间, DMP的降解率基本保持不变。主要原因是Ti O2、DMP在不同p H条件下具有不同的电性, 进而导致DMP在Ti0表面的吸附能力不同[3]。当溶液显酸性时, Ti O2表面带正电荷;当溶液显碱性时, Ti O2表面带负电荷。当水体p H<7.0时, DMP以带正电荷的质子形式存在, 与Ti O2带相同的电荷, 由于同种电荷相互排斥, 此时DMP较难被吸附在催化剂表面, 而只有当DMP被吸附在Ti O2表面, 才能及时捕获催化剂表面所产生的强氧化剂, 从而被氧化降解。而p H为7.0时, Ti O2处于等电点, 对DMP吸附能力最强, 因而降解能力较强。而碱性水体中, 虽然Ti O2表面带负电, DMP也带负电, 不利于DMP的吸附, 但由于水体中存在大量的OH-, 容易被电子空穴捕获而产生更多的强氧化性自由基·OH, 因而降解率也维持在较高水平。
3 结语
(1) Ti O2光催化体系中, 以125W紫外汞灯为光源, DMP有较好的光催化降解效果。并且随着光照时间的延长, DPM的降解率逐渐增大。
(2) p H值对光催化降解DMP有一定影响p H=7.0时, DMP的降解率最高;p H<7.0时, 随水体p H值越小DMP降解率越低;p H>7.0时, 随着水体p H变化DMP降解率基本维持不变。
(3) Ti O2随着反应次数的增多, 降解能力逐渐下降。但是Ti O2纳米管的表面经过物理或化学方法处理以又可以恢复催化效果。
参考文献
[1]陈波, 林建国, 陈清.水环境中的邻苯二甲酸酯类污染物及其环境行为研究[J].环境科学与管理, 2009, (02) :36-45.
[2]胡晓宇, 张克荣等.中国环境中邻苯二甲酸酯类化合物污染的研究[J].中国卫生检验杂志, 2003, 13 (1) :9-14.
降解分析 篇10
敌百虫在弱碱性条件下可转化成敌敌畏[1]。直接抑制体内胆碱酯酶的活性,对人体的神经、消化、心血管系统有较大的毒性作用,容易发生急慢性中毒。依据水中敌百虫相关检测方法和检测标准[4,5,6,7,8,9],采用HLB小柱萃取方法,FPD火焰光度检测器的气相色谱仪,对养殖水体中敌百虫残留进行检测和降解分析。旨在为评价敌百虫对渔业生态环境的危害及风险评估提供参考。
1 材料与方法
1.1 试验材料
试验采用异育银鲫为养殖鱼类,由江苏省淡水水产研究所禄口基地提供。共计175尾,平均体重(100±20)g,体长(19±2)cm。试验用水为经充分曝气自来水。试验鱼驯养1周后,随机分组,每组25尾,分别放置塑料箱中(65 cm×44 cm×41 cm)。每箱放置经充分曝气自来水70 L,水温控制(20±2)℃,水体溶氧大于0.5 mg/L,pH值7.0左右。试验期间少量投饵。
敌百虫标准品为sigma公司产品,纯度≥99%。试验用敌百虫晶体为南通江山农药化工股份有限公司产品,纯度90%。甲醇为优级纯,Oasis®HLB小柱为Waters公司产品,60 mg×3 mL。
检测仪器为Agilent公司的6890N气相色谱仪,配FPD检测器。
1.2 养殖水体中敌百虫的降解
将敌百虫配制浓度为0.2 mg/L和0.5 mg/L水溶液各15 L,0.5 h内测定水溶液浓度为起始浓度,以后每隔4 h测定1次水体中敌百虫的浓度。
1.3 不同pH值的水体中敌百虫的降解
设3个实验组,pH值分别为7.0、8.0和9.0。每组分别用敌百虫配制浓度为250 mg/L和500 mg/L各15 L。0.5 h内测定水溶液浓度为起起浓度,以后每隔4 h测定各实验组水体中敌百虫浓度。
1.4 水样处理
取养殖水体中层水样150 mL,准确量取50mL,过HLB小柱(预先用5 mL甲醇和5 mL水活化),待水样完全流出后,抽干柱中的水分,用4 mL丙酮分2次洗脱,取洗脱液取1 mL上机检测。
1.5 色谱检测条件
色谱柱DB-1701,30 m×0.32 mm×0.25μm。柱温采用程序升温,初温70℃,1 min,以每分钟10℃的速率升至180℃,2 min,然后以每分钟30℃的速率升至230℃,2 min。进样口和检测器温度分别为280℃。载气为高纯氮气,流量1.5 mL/min。进样方式为不分流进样,进样量1μL。
1.6 标准曲线绘制
配制敌百虫标准液浓度为50、100、200、500、1 000μg/L,按1.5色谱检测条件进行测定,以峰面积(y)对应标准溶液浓度(x),绘制标准曲线。
1.7 水中敌百虫的添加回收率及方法检测限
在50 mL空白水样中分别添加0.5、1.0、2.0mg/L敌百虫标准溶液1 mL,上机浓度为125 mg/L,250 mg/L,500 mg/L,按1.4进行前处理和1.5色谱检测条件测定,每个添加样作10个平行,计算平均回收率和相对标准偏差,以分别考察方法的回收率和精密度。在50 mL空白水样中添加敌百虫标准溶液使添加浓度为4 mg/L,上机浓度为50 mg/L,按1.4进行前处理和1.5的色谱条件进行测定,按照信噪比3:1计算方法检测限。
2 结果
2.1 敌百虫标准品及加标样品色谱图
根据色谱条件,分别对敌百虫标准品和加标水样进行测定,色谱图如图1、图2。
在相同的色谱条件下,将样品色谱图与敌百虫标准液色谱图进行对照,根据保留时间确定样品中的敌百虫。标样和样品色谱图中敌百虫的保留时间均为4.367 min。
2.2 标准曲线
按1.5测定50、100、200、500、1 000μg/L浓度的敌百虫标准溶液,以平均峰面积(y)对标准溶液浓度(x)作标准曲线,得回归方程y=0.916x+1.105,相关系数r2=0.998,在50～1 000μg/L浓度范围内线性关系很好。
2.3 加标回收率及最低检测限
添加浓度为10、20、40 ng/mL水样的敌百虫回收率分别为99.5%、102.9%、101.3%。相对标准偏差RSD(%)分别为3.8%、4.3%、5.2%(表1)。最低检测限按照信噪比3:1计算,得该方法检测限为0.05μg/L。
2.4 不同pH值水体中敌百虫降解
不同pH值条件下,不同浓度敌百虫随时间变化,结果见图3。
pH值7.0条件下,0.25 mg/L和0.50 mg/L水体中的敌百虫在最初的4 h均降解了20%,12 h和24h时的浓度基本无变化,24 h后敌百虫的浓度是起始浓度的80%。在pH值8.0时,0.25 mg/L和0.5mg/L水体中的敌百虫在最初的4 h分别降解了15%和25%,12 h后分别降解了68%和74%,24 h后水体中未检出敌百虫。在pH值9.0时,0.25 mg/L和0.5 mg/L水体中的敌百虫4 h后分别降解了50%和54%,12 h后水体中未检出敌百虫。随水体pH值的升高,敌百虫降解速度加快。
2.5 鲫鱼养殖水体中敌百虫的降解
测定0.2 mg/L和0.5 mg/L试验组养殖水体中敌百虫的降解结果:0.5 h药物浓度分别为(0.041±0.001)mg/L和(0.112±0.003)mg/L。24 h后试验组水体中的药物浓度分别为(0.022±0.001)mg/L和(0.062±0.002)mg/L,24 h内降解率分别为45.0%和43.6%。
3 讨论
3.1 水体中敌百虫检测前处理方法比较
按GB 13192-1991《水质有机磷农药的测定气相色谱法》的前处理方法将水样中的敌百虫用三氯甲烷提取,提取3次,过无水硫酸钠柱脱水,再用旋转蒸发仪浓缩,定容至2 mL,方法复杂步骤较多,耗时。试验采用HLB小柱的固相萃取方法,方法简单,且回收率达到80%～110%。
3.2 不同pH值条件下敌百虫的降解
在pH值7.0条件下,水体中的敌百虫的降解不明显,24 h仅降解了20%。pH值8.0时,敌百虫的降解速度加快,4 h降解了约20%,12 h降解了70%,24 h已完全降解。pH值9.0时,敌百虫的降解速度更快,4 h降解了约50%,12 h完全降解完。碱性越大,敌百虫降解的越快。
3.3 养殖水体中敌百虫的降解
养殖水体中的敌百虫的降解结果显示:0.5 h内,0.2 mg/L试验组水体中的药物浓度为(0.041±0.001)mg/L,0.5 mg/L试验组为(0.112±0.003)mg/L。水体中药物实测浓度约为理论浓度的1/5。24 h后,0.2 mg/L组内水体中的药物浓度为(0.022±0.001)mg/L,0.5 mg/L组为(0.062±0.002)mg/L,24 h内分别降解了45.0%和43.6%。
摘要：对养殖水体和不同pH值条件下,采用HLB小柱固相萃取处理水样,进行敌百虫残留的检测和降解分析。检测简化了前处理方法,最低检出限为0.1μg/L,回收率达到80%～110%。配制的250 mg/L、500 mg/L两种浓度的敌百虫水溶液,在中性的条件下24 h降解了15%,碱性条件下24 h降解了100%,pH值越高降解越快。在养殖河蟹的水体中,高浓度的敌百虫溶液比低浓度敌百虫溶液降解。
关键词：养殖水体,敌百虫,残留,降解
参考文献
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二氧化碳合成全降解塑料 篇11
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。
降解分析 篇12
关键词：SBR法,动力学,基质降解,回归分析
序批式活性污泥法 (Sequencing Batch Reactor) 又简称为SBR法, 完整的运行过程包括进水、反应、沉淀、排水和待机5个阶段, 属于间歇运行的生物处理工艺[1]。由于SBR法具有工艺简单, 耐冲击负荷能力高, 脱氮除磷效果较好等优点[2], 目前在国内得到广泛的应用[3,4]。对于序批式活性污泥法的基质降解的数学模式主要包括两种:第一种是经验模式, 典型代表是埃肯费尔德 (Eckenfelder) 模式;第二种是基本模式, 即将莫诺 (Mo nod) 方程式引入污水生物处理的设计和运行之中, 该模式以微生物生理学为基础, 适用于单一基质的污水。David Quesnel等利用Monod方程得出了好氧生物法处理难生物降解废水的动力学系数。本研究即是对SBR反应器内基质降解的速度、浓度等因素之间的关系进行初步的探讨, 对优化SBR工艺的设计和运行具有重要意义。
1 材料与方法
1.1 序批式活性污泥反应器
SBR反应器有效容积3.4 L, 采用有机玻璃制成。采用电磁式空气压缩机对系统提供曝气, 曝气头设在反应器底部, 空气管路上设有空气阀门用来调节曝气量的大小。
1.2 试验水质与分析方法
试验中接种的活性污泥取自污水处理厂, 驯化活性污泥的污水为普通的生活污水。污水的各项水质参数在取样后立即进行分析。试验过程中主要检测项目包括:COD、总氮、总磷、氨氮、亚硝酸盐氮、硝酸盐氮等, 分析方法依照国家环保局编写的《水与废水检测分析方法》第4版进行[6]。
1.3 试验方法
1) 基本假设。进入曝气池内的污水水质和微生物浓度都是均匀的;基质是可溶性的, 且不含有毒有害物质;曝气池处于完全混合状态, 且稳定运行;沉淀阶段固液分离情况良好;排水阶段, 微生物失去活性, 且出水水质、微生物浓度均匀恒定[7]。
2) 试验方法。试验所采用控制曝气瞬时进水的方式, 属于完全混合式反应器。将运行条件控制在HRT=8.0 h, p H=7.5, DO=1.0 mg/L, COD=458.68 mg/L, NH4+-N=47.12 mg/L, TN=59.18 mg/L, TP=5.32 mg/L, MLSS=4 883 mg/L, 对COD, NH4+-N, NOx--N, TN的浓度随反应进行时间的变化轨迹进行跟踪, 以得出它们的变化规律。
2 结果与分析
2.1 硝化和反硝化反应动力学
硝化反应分为两步:首先NH4+-N在亚硝酸菌的作用下转化为NO2--N, 之后NO2--N在硝酸菌的作用下氧化为NO3--N。生物脱氮动力学是表征硝酸盐和有机物的微生物比增长率关系。在硝化反应中, 氨氧化细菌的比增长速度为0.4 d~0.5 d, 小于亚硝酸盐氧化菌的比增长速度, 并且硝化反应常数KN很小。所以, 在稳态条件下, 氨氧化细菌将NH4+-N氧化为亚硝酸盐的过程是NH4+转化为NO3-的限制步骤。因此, 硝化反应更加接近Monod关系的基本条件, 如式 (1) 所示。
其中, μNS为微生物比增长速率, d-1; (μmax) NS为最大比增长速率, d-1;KN为饱和常数, 15℃时取值0.4 mg/L;X为亚硝酸菌浓度, mg/L;ρN为反应时间。
反硝化反应属于还原反应, 即NO3--N和NO2--N被还原为分子氮气, 在此过程中功能菌为反硝化菌。反硝化菌的增殖速率和底物去除的动力学也可以用Monod方程来描述, 如式 (2) 所示。
其中, μD为反硝化菌的比增长速率, h-1; (μmax) D为反硝化菌的最大比增长速率, h-1;D为NO3--N的浓度, mg/L;KD为底物NO3--N的饱和常数, mg/L。
当饱和常数小于硝酸盐浓度时, 认为比增长速率μD与底物浓度D之间为零级反应关系。在大多数情况下, 饱和常数KN取值在0.8 mg/L~1.2 mg/L范围, 与氨氮的浓度相比可以忽略不计, 就基质而言硝化速度可被认为是零级反应。所以, NH4+-N的氧化速度可以近似等于其最大氧化速度 (μmax) NS和亚硝酸菌浓度的乘积。即式 (1) 可以改写成式 (3) 。
2.2 动力参数的确定与讨论
如图1所示, 从进水至反应结束的整个过程中都伴随着氨氮的去除, 并且呈现逐渐递减的趋势。在亚硝化细菌浓度几乎不变的情况下, 氨氮的降解速率应近似为一个常数。但是, 按照实测数据, 随着反应时间的延长氨氮降解速率呈小幅下降之势, 可能是反应器内含有许多异养型硝化菌。在初期有机物浓度较高, 异养硝化菌的代谢速度较快, 导致氨氮的降解。之后, 有机物逐渐被消耗完, 异养硝化菌的代谢能力下降, 则氨氮的降解速率也随之下降。
图2为总氮的降解以及拟合曲线。在反应开始的0 h~3 h内, 总氮的去除速率较大;之后去除速率变小。在起始的3 h内, 平均反硝化速率分别达到17.62 mg TN/h, 14.18 mg TN/h, 8.40 mg TN/h和6.40 mg TN/h;但是3 h之后, 反硝化速率急剧下降, 仅有1.81 mg TN/h。反硝化反应伴随着系统内整个反应的进行, 可被利用的碳源减少, 速率也逐渐降低。从总氮的去除规律可以得出, 反硝化反应的速率与进水中的有机底物, 尤其是易降解的有机物的含量多少有密切的关系, 易降解的有机物含量越高, 反硝化的速率越快, 反之则愈慢。
2.3 有机物去除动力学
吸附过程和底物分解过程是有机物去除的两个主要的过程。当污水与活性污泥发生接触时, 有机物在短时间内被大量去除, 这种现象称为初期吸附。随着反应的进行, 被吸附的有机物一部分被微生物水解为小分子有机物, 然后被摄入微生物体内, 这就是微生物的同化作用。活性污泥微生物的耗氧量在吸附发生的初期, 与表观有机物的去除量并无直接关系, 而是与被同化的量有关。在本试验中, 活性污泥系统在初期表现出较强的吸附作用。活性污泥微生物的酶促反应即为底物分解的过程。目前, 用来描述底物分解过程的公式很多, 其中, 比较常用的是埃肯弗尔德 (Eckenfelder) 公式。在活性污泥微生物的对数增殖期, 有机底物的降解规律可以用下式表示:
其中, Y为产率系数;S为底物浓度, mg/L, 以BOD或CODCr表征;X为混合液悬浮固体浓度;t为反应时间。
这说明在对数增殖期初期, 有机底物是按对数规律进行降解的。当进入减速增长期后, 有机底物不充足时, 根据Eckenfelder公式, 底物的降解规律是:
上式说明当系统内具有相同污泥浓度时, 当微生物进入减数增长期的时候有机物浓度降低, 有机底物按照对数规律进行降解。
污泥浓度不同的时候, 速率常数K1, K2和常数C1, C2并不相同。本次试验目的就是考察不同条件下有机物的降解规律, 找出在不同的污泥浓度条件下, 有机底物降解速率常数K1, K2和常数C1, C2。
图3出示了整个反应期内COD浓度随时间变化曲线, 试验结果表明, 在整个反应期内, 降解速率的变化范围在-3.96 mg COD/h~300.08 mg COD/h, 对COD的降解速率呈现逐步降低的趋势, 初步分析原因可能为, 在较低溶解氧浓度条件下, 在初期的COD的去除中, 微生物的吸附降解起着较大的作用。活性污泥与污水接触的初期以吸附为主。然而, 对于生物降解的吸收和吸附而言并不能完全区分开来, 因此在初期, 溶解性有机底物的去除是吸附与吸收共同作用的结果。在进水最初2 h内, COD的平均降解速率达到162.21 mg/h, 去除率达到约79.80%。2 h之后的各时间段里, 系统内的COD浓度逐渐降低, 并且大部分均是一些比较难降解的有机底物, 也是导致系统内COD降解速率降低的原因。对初期和反应后期的降解速率曲线进行线性拟合, 方程式分别为ln S=e (-0.652 1t+6.105 9) 和ln S=e (-0.181 1t+4.625 6) , COD降解速率的常数K1, K2相差较大, 在反应初期K1较大的原因主要取决于活性污泥在初期具有较强的吸附作用, 使得COD在短时间内迅速下降。
3 结语
1) 整个反应期内, COD降解速率的变化范围-3.96 mg COD/h~300.08 mg COD/h, 降解速率呈现逐步降低的趋势;氨氮的降解速率随着反应时间的延长呈小幅下降之势;总氮的降解在反应开始的0 h~3 h内, 总去除速率较大, 之后去除速率变小。2) 根据试验数据, 分别对COD, NH3-N和TN降解数据进行线性回归, 以分别求出各自的减速增殖速度常数K2, 得出相应的底物降解动力学方程:COD:ln S=e (-0.652 1t+6.105 9) (初期) 和ln S=e (-0.181 1t+4.625 6) (后期) 。NH3-N:ln S=e (-0.387 4t+3.886 0) 。TN:ln S=e (-0.243 9t+4.048 0) (初期) 和ln S=e (-0.077 4t+3.547 8) (后期) 。3) 研究表明, 在本试验工艺参数条件下, SBR内的基质降解动力学关系符合一级反应方程。
参考文献
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