好氧降解（精选5篇）
好氧降解 篇1
煤矿瓦斯是煤在地质历史演化过程中形成的气体地质体,伴随着煤系地层的沉降,大部分瓦斯都逸散到空气中,然而还有一部分被保存下来,最高可达50 m3/t。常温下甲烷是一种无色、无味的气体,密度比空气小,因此容易在盲巷、密闭掘进工作面的垮落区、开采工作面的上隅角等地方聚积。瓦斯浓度在5%~12%内就会有发生瓦斯爆炸的危险,瓦斯浓度超过57%就会使工作人员窒息而死亡[1]。伴随着煤矿开采深度和强度的不断增加,地应力逐渐增大、煤层透气性降低[2],现有的抽采、通风等物理方法已经趋于理论和技术上的瓶颈,难以快速大范围有效地消除瓦斯,瓦斯灾害已成为我国煤矿安全生产的主要灾害之一[3]。随着微生物技术的快速发展,利用微生物治理煤矿瓦斯的技术越来越受到国内外研究者的关注[4]。甲烷氧化菌是一类可以甲烷作为唯一碳源和能源的微生物,在其自身含有的酶的作用下将甲烷最终转化为二氧化碳气体。目前通过自然源和人为排放至大气中的甲烷约为600 Tg/a,而煤炭开采过程甲烷等温室气体的排放量就占我国能源活动中甲烷排放量的75.6%[5]。因此,若能将微生物治理瓦斯技术和矿井通风技术结合起来,将耗甲烷微生物置于煤炭开采过程中瓦斯容易聚积的地方,将会显著降低瓦斯浓度[6],有效防止瓦斯聚积,从根本上防治瓦斯灾害,同时还能大幅度减少向大气中排放的甲烷量,减缓全球温室效应,将产生不可估量的环境效益[7]。
1 甲烷氧化菌及甲烷单加氧酶
甲烷氧化菌(Methanotrophs)是甲基氧化菌(Methylotrophs)的一个分支,在自然界中分布非常广泛,在垃圾填埋场[8]、湿地、水稻田、油井附近土壤[9]、火山喷发口[10]等环境中都发现其存在。然而大多数甲烷氧化菌生活在中性(p H值为5~8)、温和(20~35℃)环境中。根据其形态、G+C百分含量、代谢途径、膜结构、主要磷脂酸成分、16SrRNA测序等,可将甲烷氧化菌分为Ⅰ型和Ⅱ型[11],其中Ⅰ型甲烷氧化菌属于γ-变型菌纲,又进一步划分为Ⅰa型和Ⅰb型,而Ⅰb型也就是所谓的Χ型甲烷氧化菌;Ⅱ型甲烷氧化菌属于α-变型菌纲,包括Methylocystaceae和Beijerinckiaceae两个科。Ⅰa型甲烷氧化菌通过磷酸核酮糖途径(Ru MP pathway)同化甲醛,Ⅰb型既可以通过磷酸核酮糖途径又可以通过低水平丝氨酸途径(Serine pathway)同化甲醛。Ⅰ型甲烷氧化菌的典型脂肪酸是14C和16C,而Ⅱ型甲烷氧化菌的优势脂肪酸是18C[12]。根据其对氧气的需求状况可以分为好氧型、兼性厌氧型和厌氧型。虽然其被划分为不同的类型但却有着相似的氧化机理,甲烷在甲烷单加氧酶的作用下被氧化成甲醇,之后在甲醇脱氢酶的作用下被氧化成甲醛,甲醛转化为细胞生长能量或通过甲酸氧化成二氧化碳和水。甲烷氧化菌的氧化机理如图1所示。
在此过程中,尤为关键的是甲烷氧化菌自身含有的甲烷单加氧酶(Methane Monooxygenase,MMO),目前已发现的催化此过程中的关键酶有2种,分别是位于细胞膜上的颗粒状甲烷单加氧酶(particulate Methane Monooxygenase,p MMO)和位于细胞质中的可溶性甲烷单加氧酶(soluble Methane Monooxygenase,sM MO)[13]。两种类型的甲烷单加氧酶的表达机制受到铜离子的调控,一般来说在铜离子和生物量较低的环境中sM MO会优先表达,而p MMO常在铜离子和生物量较高的环境中出现。p MMO和sM MO都非专一性的甲烷氧化酶,p MMO可以氧化5个碳的烷烃类,但是不能氧化环烃及芳香族化合物;而sM MO可以氧化长达8个碳的烷烃类、环烃及芳香族化合物。
2 风流中甲烷降解实验
2.1 实验装置
实验装置如图2所示,主要由甲烷气体钢瓶及减压阀、小型离心式风机、气体质量流量计、针型控制阀、甲烷浓度传感器、风速传感器、气体混合装置、吸水海绵、反应室、储液罐等组成。
1—高压甲烷钢瓶;2—减压阀;3—针型阀;4—气体质量流量计;5—离心式风机;6—气体混合室;7—甲烷浓度传感器;8—反应室;9—菌液载体海绵;10—菌液储液罐;11—风速传感器。
2.2 甲烷降解系统
已有的利用微生物治理煤矿瓦斯措施,往往都是将菌液注入煤体或喷洒在开采工作面、采空区等地方来降解瓦斯,然而在甲烷氧化菌吞噬甲烷的过程中必须保证其良好的生存环境,在井下复杂的开采环境尤其是风流流经的地方,风流容易使菌液风化致使菌液过早地死亡而影响降解效果。为了防止甲烷氧化菌由于生长环境的改变过早地死亡,采用具有良好的吸水能力、锁水能力的PVA吸水海绵为菌液载体。实验中加工了一个双层圆环形吸水海绵支撑架,以增大甲烷氧化菌和甲烷的接触面积,增强氧化效果。该装置可以通过控制甲烷钢瓶的减压阀和离心式风机的转速来调控甲烷气体和空气的流量,通过安装在甲烷钢瓶和风机出口管路上的DO7-7BM型气体质量流量计来记录两管路中气体的流量,该流量计可以通过RS232接口和计算机实时通讯。在气体混合室中增设混合气体挡板,以加速气体的混合,同时在气体混合室的出口增加甲烷气体浓度监测仪器,实现对所需混合气体浓度的双重控制,保证了配制气体浓度的准确性。而菌液的储存装置采用水准瓶,菌液出口处与采用橡胶软管的水准瓶的出口相连接,用止水夹来控制菌液的流动。
在矿井通风系统中,气流在有一定阻力的巷道中流动,其风速的分布一般不是均匀的。假定某一时刻的风流速度为vi,则认为巷道断面上的平均风速v为:
式中:S为井下巷道的断面积;∫vid S为某一时刻流经巷道断面的风量。
因此可以得出流经巷道断面上风量为:
式中:Q为经过某一断面的风流量;v为流经某一断面的风速。
由于在实验中反应室断面积是一定值,因此风流量的大小可以通过风速传感器得出,进而通过调节安装在管路上的气体质量流量计就可以控制流经反应室内的气体流量。
2.3 好氧型甲烷氧化菌的培养
以新郑市龙湖镇十七里河河底泥样为好氧型甲烷氧化菌的富集源,甲烷作为培养过程中的唯一碳源,经由液体转接培养,固体培养基中分离纯化,革兰氏染色、吲哚实验、明胶实验筛选而出。
2.4 实验过程
共进行3个水平的对比实验:第一水平实验以甲烷体积分数(浓度)作为变量组,分别以甲烷浓度为80%、60%和30%作为研究对象,而保持相同的风流量及相同体积的菌悬液;第二水平实验以风流量作为实验过程中唯一变量,甲烷浓度50%、菌液体积200 mL作为固定值;第三水平实验则以不同体积的菌液量作为实验变量,分别控制在100、200、300 mL,而把甲烷浓度30%和风流量200 mL/min作为不变量。
以第一水平实验降解不同浓度甲烷为例:
1)打开实验室门窗,保证室内具有良好的通风环境,把吸水海绵放置于双层圆环形吸水海绵支撑架内并置于反应室内,连接好实验装置的其余部分。对实验装置抽真空,用肥皂水来检验装置的气密性,直到不漏气为止。
2)对整个管路系统抽真空后,打开甲烷钢瓶开关阀门并通过甲烷钢瓶减压阀和气体质量流量计来调节甲烷流量,然后打开离心式风机,通过调节气体质量流量计达到不同甲烷浓度的目的,10 min后通过甲烷浓度监测器来读出甲烷浓度。
3)打开反应室入口和出口开关,让混合气体缓缓流经反应室,每隔2 h从反应室出口取样,使用气相色谱仪来检测残留甲烷浓度。
2.5 实验结果分析
第一水平实验中以甲烷浓度作为变量,而风流量为200 mL/min、菌液体积为200 mL,考察好氧型甲烷氧化菌的降解效果。实验结果见图3,可以看出,随着降解时间的延长,甲烷浓度都先降低再升高,降解时间为2 h时甲烷浓度达到最小值。实验过程中还发现甲烷浓度越高,降解的效果就越明显,这可能是在高浓度甲烷条件下,甲烷分子和菌液有更加充分的接触,提高了部分酶的活性,从而使其降解效果更加显著。
第二水平实验中通过改变流经反应室的风流量,而甲烷浓度为50%、菌液体积为200 mL,考察好氧型甲烷氧化菌的降解效果。实验结果见图4,可以看出,在不同风流量条件下甲烷浓度均迅速降低,在2 h时达到最低值。然而随着降解时间的延长,在风流量400 mL/min条件下,甲烷浓度又迅速回升,12 h后回到了初始浓度。在风流量为200 mL/min条件下,甲烷在低浓度范围内持续了较长时间。分析其原因可能是在高风速的条件下,气流带走了过多的水分,致使菌体失去了最适宜的生存环境,降解效能下降。
在第三水平实验中通过改变菌液的加入量,而风速为200 mL/min、甲烷浓度为30%,考察好氧型甲烷氧化菌的降解效果。实验结果见图5,可以看出,随着菌液体积的增加,甲烷浓度在不断降低,在加入菌液体积为300 mL条件下降解效果最好。菌液体积的增加相应地增加了活性菌体的数量,从而提高了降解效果。
3 结论
1)设计了一种风流中不同浓度甲烷微生物降解实验装置,可以实现不同甲烷浓度配比、不同流量控制、不同菌液体积加入量的微生物降解实验。
2)采用吸水性能较好的PVA吸水海绵作为菌液的载体,保证了菌体良好的生存环境。设计的双层圆环形吸水海绵支撑架增大了活性菌体和风流中甲烷的接触面积。
3)实验中发现在高风流量的条件下,吸水海绵中的水分很快被风干,致使有效的降解时间减少;而在低风速、高甲烷浓度、多菌液体积情况下其降解效果更好。
4)实验过程中仅仅对甲烷的浓度进行了分析研究,作为甲烷氧化菌活性之一的生成二氧化碳的量没有进行研究,在后续实验中可以作为重点研究对象。
好氧降解 篇2
通过对比实验考察了在罐状批式生物反应装置中由一株铜绿假单胞菌产生的生物表面活性剂鼠李糖脂的发酵液对蔬菜基质好氧生物降解过程的`影响.结果显示鼠李糖脂发酵液能够在一定程度上促进蔬菜基质的降解(尤其是在降解过程的中期和中后期).加速的原因可能是鼠李糖脂对基质液相的水分保持功能以及对有机物微粒在液相中的分散加强作用.鼠李糖脂本身在降解过程的末期也基本被分解完全.
作 者：钟华 曾光明 黄国和 袁兴中 傅海燕 时进钢 作者单位：钟华,曾光明,袁兴中,傅海燕,时进钢(湖南大学环境科学与工程系,长沙,410082)
黄国和(Faculty of Engineering,University of Regina,Canada S4S 0A2)
好氧降解 篇3
在现代产业中,植物单宁除大量用于传统制革、制药、石油开采的稀释剂、堵剂和采矿的浮选抑制剂等粗加工工业外,制备功能型高分子材料(固化单宁)等精细化利用,也成为植物单宁研究的重要方向之一[1]。然而大量研究表明:植物单宁对微生物具有广谱的抑制作用,富含有植物单宁的废水具有较强的生物毒性,直接排放会对环境带来严重的污染[2,3]。因此,系统地研究植物单宁的生物降解性和降解方法,具有较大的理论和实际意义。
前人研究发现,微生物抵御植物单宁的生物毒性主要存在2种机制[4]:一是微生物细胞分泌与植物单宁具有高亲和性的蛋白质等化合物,使植物单宁不与微生物中维持其活性必须的代谢酶和细胞膜结合,该种机制下微生物不会对植物单宁进行降解,甚至会抑制植物单宁的生物降解作用,R.Mutabaruka[5]等人在植物单宁蛋白复合物降解研究中发现:没有形成复合物的基质较形成单宁/蛋白复合物的基质更易降解,同时水解类单宁/蛋白质复合物的生物降解性远优于缩合类单宁/蛋白质复合物的生物降解性;二是微生物分泌对植物单宁具有抗性并使其发生降解的酶,如单宁酶、多酚氧化酶等。此外,大量研究发现单宁在作为唯一碳源时往往不能被微生物较好地利用,需要在单宁降解时加入一些简单的碳源,如葡萄糖、蔗糖等。这可能是因为单宁分子中存在多种键合,微生物利用第一碳源(糖类)生长,产生相应的降解酶类,从而降解作为第二碳源(单宁)的难降解物,也就是说,植物单宁的生物降解存在共代谢过程[6,7]。
与此同时,皮革复鞣工序是皮革生产过程中的重要工序,也是使用相关有机化学品种类较多的工序之一,在制革复鞣废水中,植物单宁作为主要成分之一的同时,也含有大量的蛋白质和油脂类物质,并且在复鞣过程中还会使用到蛋白填充剂、淀粉填充剂、加脂剂等,在后期污水处理过程中这些化学品难以用简单的物理机械手段进行分离,当这些有机化学品进入生态环境中其生物降解性能将相互影响[8],前人研究已证明这些有机化学品部分属于易降解物质[9,10],有可能作为植物单宁生物降解的第一碳源,形成共代谢过程。此外,皮革加脂剂主要由中性油和活性成分2种物质组成,活性成分具有一定的表面活性,可改善水体基质底部气态氧分子的传递,从而促进植物单宁的氧化降解过程。因此,本文以坚木鞣剂为试验材料,研究了葡萄糖和磷脂加脂剂2种共基质材料对缩合类单宁生物降解的影响,并对共基质影响缩合类单宁生物降解的机理进行了探讨。
1 试剂与试验
1.1 主要试剂
坚木栲胶:工业级,力厚化工有限公司生产,主要成分为坚木单宁,其特征结构见图1。
无机盐培养基:K2HPO421.75mg/L,KH2PO48.5mg/L,Na2HPO416.58mg/L,NH4Cl 1.7mg/L,Mg SO411.14mg/L,Ca Cl227.5mg/L,Fe Cl20.15mg/L。
共基质:葡萄糖(分析纯,天津市风船化学试剂科技有限公司);
磷脂加脂剂(工业级,科莱恩化工(中国)有限公司的Dermino NLM Liquid,活性成分88%)。
仪器:紫外可见分光光度计WFZ UV-2000,尤尼柯(上海)仪器有限公司;QYC-200型震荡培养箱,上海福玛实验设备有限公司;台式离心机TDL80-2B,上海安亭科学仪器厂;自制COD测定仪。
1.2 表征
(1)生物量X(mg/L)的测定[11]:以10 000r/min转速离心10min,取基质上的清液为空白项,在600nm下测定基质的吸光度,使用干重校准曲线将光密度转化为菌体细胞干重浓度。
(2)CODCr的测定,采用GB 11914-89(水质化学需氧量的测定重铬酸盐法)法测定。
1.3 试验方法
1.3.1 单基质条件下坚木单宁的生物降解研究
用于本研究的脱水活性污泥是从中国山东省某制革厂废水处理厂获得,该污泥可以提供活性好氧微生物环境。以该脱水活性污泥的稀释液作为接种源。基质中坚木单宁的浓度分别为100、150、200、250和300mg/L,接入无机营养液和菌种,130r/min下30℃恒温震荡培养5d。取样测定基质中出水CODCr值,按如下公式计算可生物去除率:
其中:E为可生物去除率,单位为%;COD0和CODt分别为基质培养前后的出水CODCr值,单位为mg/L。
1.3.2 共基质条件下坚木单宁的生物降解研究
固定坚木单宁浓度为200mg/L,加入不同浓度的共基质材料(分别为葡萄糖和磷酸加脂剂),共基质材料在0~300mg/L浓度范围内均匀设置7个点,接入0.866g/L(细胞干重浓度)的细菌生物量,30℃下震荡培养5d后,取样测定不同初始浓度共基质的出水CODCr值,计算共基质的可生物去除率,将共基质材料(分别为葡萄糖和磷酸加脂剂)的可生物去除率扣除后,即得共基质条件下坚木单宁的可生物去除率。
2 结果与讨论
2.1 单基质条件下坚木单宁的可生物去除率
可生物去除率表示有机物中可生物降解部分占整个有机物量的百分比,不同基质浓度下的坚木单宁可生物去除率如表1所示。
注:平均可生物去除率为11.53%。
从表1中可以看出:不同浓度的坚木单宁的去除率相当接近。这是由于,对于固定的菌源和难降解有机物来说,可生物去除率为定值。可生物去除率越高,表明有机物的可生物降解性越好。坚木单宁的平均可生物去除率为11.53%,小于40%,属于难降解有机物。
2.2 共基质对坚木单宁可生物去除率的影响
为研究共基质对坚木单宁降解的影响,本文分别对不同浓度葡萄糖和磷脂加脂剂基质下坚木单宁的可生物去除率进行了测定。试验结果显示,随着加入的2种易降解有机物浓度的增加,坚木单宁的可生物去除率均呈现逐渐增大趋向于定值的趋势,同时2种共基质条件下坚木单宁的可生物去除率增大量均较明显。作者认为这是因为基质中加入易降解有机物为微生物提供了较充足的碳源和能源,增强了基质中微生物活性,促使微生物合成降解坚木单宁所需的相关酶。同时,在葡萄糖和磷脂加脂剂的降解过程中均会产生大量的NADH(还原性辅酶I),该物质是芳香族加羟基化酶系统的关键辅助因子[12]。
因此,当基质中易降解有机物浓度较低时,易降解有机物降解产生的ATP(三磷酸腺苷)和NADH主要用于维持微生物细胞自身的代谢活性,坚木单宁的降解增加量不明显。但随着基质中易降解有机物浓度的继续增加,代谢产生的ATP和NADH除可维持微生物自身活性和生长外,还产生大量剩余,并用于坚木单宁的降解,使坚木单宁的可生物去除率迅速增高。然而随着坚木单宁的进一步降解,产生大量无法被生物利用的降解中间体(如间苯二酚等),最终使固定菌种条件下坚木单宁的可生物去除率趋于一个定值。由此可见,共基质中易降解有机物浓度与坚木单宁的可生物去除率间应呈现S线性关系,本文以Hill模型对试验数据进行了拟合,该模型公式[13]如(1)所示。
2种易降解有机物共基质条件下,坚木单宁的可生物去除率试验数据拟合曲线见图2-图3所示。
从图2、图3可以看出:磷脂加脂剂对提高坚木单宁可生物去除率的作用更加显著。2种易降解有机物共基质条件下坚木单宁的可生物去除率试验数据的拟合曲线参数如表2所示。
根据统计学检验的结果,拟合结果的决定系数R2均大于0.95,F检验值均大于F0.01,5(10.97),P值均小于0.01,估计值与观察值关联性非常显著,因此Hill模型可以用于描述共基质中,易降解有机物浓度与单宁可生物去除率的剂量-效应关系。
从表中可以得出2种易降解有机物分别存在时,坚木单宁的共基质降解情况。
(1)葡萄糖为共基质条件下的半饱和系数K和形状系数n值,均小于磷脂加脂剂作共基质时的K值和n值,即当共基质易降解有机物的浓度小于100mg/L时,葡萄糖对坚木单宁的生物降解促进作用,大于磷脂加脂剂的作用。这可能是因为葡萄糖是微生物细胞主要单糖类能源,能被普遍微生物所利用,在作为共基质时,很容易被较少的酶分解,在浓度较低时就能够为坚木单宁的降解提供充足的能源与辅助因子。因此,较低浓度条件下葡萄糖对坚木单宁降解的促进作用较大。
(2)以磷脂加脂剂为共基质的坚木单宁可生物去除率最大增量ΔEmax,是以葡萄糖为共基质的条件下的2倍,即当共基质易降解有机物的浓度大于200mg/L时,磷脂加脂剂比葡萄糖能够更大程度的提高坚木单宁的生物降解性。这是因为磷脂加脂剂具有富营养效应,是细胞膜的重要组成部分,会使微生物大量生长,提高微生物生理活性[10]。磷脂加脂剂水解后可以得到甘油、脂肪酸、磷酸等化合物,脂肪酸经过α、β、ω—氧化可产生NADH和乙酰Co A,2种物质代谢产生的能量,都可以促进微生物的生长、代谢。此外,脂肪酸ω—氧化诱导产生的混合功能加氧酶细胞色素P450是一种铁氧化还原蛋白(Ferredoxin)[14],其辅基中的铁原子只形成了5个配位键,因此还能与O2形成一个配位键,从而将上游电子传递给氧,该酶可参与坚木单宁降解过程中部分芳香环的羟基化反应。本文试验所用磷脂加脂剂以卵磷脂为主要成分,其结构成分中的磷酸和胆碱是合成微生物代谢过程中所需要的NAD+、FAD、ADP以及其它辅酶的重要原料,磷脂加脂剂的添加能提高基质中NAD+(NADH)和FAD(FADH2)等的浓度,从而提高基质中微生物的氧化还原活性。因此,磷脂加脂剂能更大程度地促进坚木单宁的生物降解。
(3)2种共基质条件下拟合出的单基质坚木单宁的可生物去除率E0(葡萄糖和磷脂加脂剂分别是11.691%和11.988%),都接近于2.1中所测定的不同浓度条件下坚木单宁的平均可生物去除率11.53%,验证了单基质条件下坚木单宁的可生物去除率仅与菌种有关,与基质中坚木单宁的初始浓度无关。
2.3 缩合类单宁生物降解途径共基质影响的设想
坚木栲胶中除含有坚木单宁外,还含有部分糖类、蛋白质、酚类和没食子酸等非鞣质物质。其中糖类、蛋白质等易降解物质被微生物直接降解利用,但其含量极低仅为鞣剂中总质量的1%左右[15],无法为微生物正常活性提供充足的能源。而非鞣质中的酚类物质(如邻苯二酚)可按如下路径进行降解。
多酚氧化酶(Polyphenol Oxidase,简称PPO)是能有效催化多酚类化合物氧化形成相应醌类物质的一类铜蛋白。PPO活性中心的Cu2+与多HisHis和Cys-His残基以配位键相连形成具有特定立体结构的活性部位。当基质中存在邻苯二酚基多酚类物质存在时,由于其“靠近”及“定向”效应,使PPO的空间构象发生改变,与邻苯二酚基上的二个羟基相互契合,以氢键相连形成酶与底物的复合物。由于复合物的不稳定性,PPO构象发生扭曲,在NAD+的辅助下,酚羟基的氢键断裂,H被附着在PPO的活性中心上,产物脱离了活性部位,形成不稳定中间体邻醌,并进一步发生一系列次生氧化作用,形成了多种氧化产物。PPO又通过脱氢作用,电子被传递给NAD+形成NADH,PPO发生构象回转,重新成为具有催化能力的蛋白质[16]。从上可知,具有邻苯二酚基的非鞣质可在多酚氧化酶的酶促作用下进行开环,产生一分子NADH,并且开环产物可进一步降解,为微生物活性提供一定的能源。因此,在单基质条件下坚木单宁表现出一定的可生物降解性,即可生物去除率均为11.53%。
坚木栲胶中的主要成分为坚木单宁,其黄烷醇单体间以C—C键相连。对于缩合类单宁的生物降解,前人认为单宁在微生物作用下先分解成无色花青单宁、无色菲瑟定、儿茶素以及1,3-二苯基-2-丙醇等黄烷醇单体,再由加氧酶作用下形成黄酮类化合物[17],在多酚氧化酶系统下这些黄酮类化合物被开环降解。作者认为在微生物作用下,缩合类单宁的C—C键断裂及羟基化形成黄酮类降解中间体过程,是在一个加氧酶系统下同步完成,其机理是:在酸性微环境下A环上的碳原子接上一个质子形成正碳离子,其具有高亲电性,易于电荷吸引铁硫蛋白活性中心的铁硫簇[Fe2S2(SCH3)4]2-,使铁硫蛋白的活性中心靠近C—C键反应位点,由NADH和黄素组成供电系统,在铁硫蛋白活性中心发生一系氧化还原反应,O2中一个氧原子被转移到底物分子上形成环氧中间体,而另外一个氧原子则被还原为O2-带走C—C键2个碳原子所连质子形成H2O分子并促使C—C键断裂,A环碳恢复正常价态,C环碳残留一对孤立电子对,由环境中H2O分子促进下,A环碳接上羟基,而C环碳形成酮基,缩合类单宁C—C键完全羟基化断裂后形成黄酮类化合物单体。坚木单宁为体形结构,有C4—C6和C4—C82种缩合键,其中以C4—C8缩合键为主,2种缩合键的氧化断键机理一致,以C4—C8为例,缩合类单宁C—C键氧化断键可能的反应机理见图5所示。
从如上的降解路径可以看出:在单宁的羟基化过程中需要消耗NADH提供的电子,当基质中缺乏NADH时,缩合类单宁C—C键加质子形成的正碳离子与Fe—S蛋白中Cys残基共价键结合,形成稳定的单宁-蛋白质复合物,阻止了缩合类单宁的进一步降解。而当共基质条件下,易降解有机物降解过程为基质提供了充足的NADH,使缩合类单宁在双加氧羟基化酶的作用下,形成二氢根黄素等具有邻苯二酚基的黄酮类单体。所生成的黄酮类单体在假单胞菌属的多酚氧化酶作用下,经过2次开环氧化即可形成2分子的草酰乙酸和1分子的原儿茶酸,其反应机理如图6所示。
在基质中NADH的辅助下,缩合类单宁形成黄酮类化合物,基质中黄酮类化合物的积累,刺激微生物分泌黄酮类化合物降解专一性的多酚氧化酶,在各种黄酮类化合物的降解过程中产生间二苯酚类酚类化合物,微生物无法利用该类降解中间体,降解停止[18]。因此,基质中添加易降解有机物仅能部分提高坚木单宁可生物去除率,无法使基质中的坚木单宁完全降解。
3 结论
(1)单基质条件下,坚木单宁的可生物去除率与基质初始浓度无关,仅与基质中所接菌种有关,同时,坚木单宁属于难降解有机物。
(2)加入2种易降解有机物后,坚木单宁的可生物去除率均有明显提高,磷脂加脂剂比葡萄糖能更好地提高坚木单宁的可生物去除率。坚木单宁的可生物去除率随所加入易降解有机物的浓度r增加而增大,其剂量-效应关系符合Hill方程:
(3)共基质中易降解有机物促进缩合类单宁的C—C键断裂,从而促进缩合类单宁降解。
摘要：通过测定可生物去除率,研究了单基质下坚木单宁的好氧生物降解性以及葡萄糖和磷脂加脂剂2种共基质材料,对坚木单宁的好氧生物降解性能的影响。结果表明:单一基质时,坚木单宁的可生物去除率与浓度无关;共基质下2种易降解有机物均能促进坚木单宁的生物降解,其促进作用可通过最大可生物去除率增加值(△Emax)、半饱和系数(K)值的不同来反映。坚木单宁的可生物去除率与加入的易降解有机物浓度的关系符合Hill方程。
好氧降解 篇4
关键词：黄连素,气相色谱-质谱联用,好氧颗粒污泥,废水处理
黄连素又叫小檗碱，分子式C20H18NO4，相对分子质量336.37，黄色结晶性粉末，无嗅，味极苦，是一种具有多种药理学和生物学作用的异喹啉天然生物碱，为目前广泛使用的一种广谱抗菌药物，对多种革兰阳性及阴性菌均产生强烈抑制作用[1]。制药行业化学合成黄连素成品母液因其含强抑菌性物质黄连素，严重影响常规废水生物处理单元的处理效果，属于难生物降解的高浓度有机废水。好氧颗粒污泥是微生物细胞通过自身固定化形成的一种特殊形式的生物膜。最早有关好氧颗粒污泥的研究始于上世纪90年代[2,3]，自从Morgenroth等[4]在SBR中成功培养出了好氧颗粒污泥后，SBR的运行模式一直被广泛用来培养好氧颗粒污泥。目前，几乎所有好氧颗粒污泥的培养和稳定化运行都是在SBR及其变形反应器中实现的[5,6]。好氧颗粒污泥密实的结构、高效的生物学特性、丰富的微生物相组成、优异的沉降性能、高的有机负荷和毒性物质的耐受性，使其具有普通活性污泥不可比拟的优点[7]，已经广泛应用于氟苯酚、内分泌干扰物等有毒有害废水的处理中[8,9,10]。
本工作采用实验室培养的成熟好氧颗粒污泥降解黄连素，基于GC-MS技术分析好氧颗粒污泥降解黄连素的代谢产物。
1 实验部分
1.1 试剂和仪器
黄连素：纯度为99%;二氯甲烷、正己烷、甲醇：色谱纯。
6890-5973型GC-MS仪：C 18柱，美国Agilent公司;微孔过滤膜：孔径0.45μm，北京佳源兴业科技有限公司;Oasis HCB型固相萃取柱：沃特世科技(上海)有限公司;Quanta200型扫描电子显微镜：美国FEI公司。
1.2 实验方法
在含有以醋酸钠为唯一碳源培养成熟的好氧颗粒污泥的SBR内，对质量浓度为10 mg/L的黄连素模拟废水进行处理，取反应器出水分析降解产物。SBR反应器为圆柱形，内径6 cm，高150 cm，有效容积2.8 L。稳定阶段运行参数：运行周期360 min(进水5 min，曝气345 min，沉淀5 min，排水5 min)，曝气量240 L/h，表面气速2.4 cm/s，换水率50%。
1.3 分析方法
水样的前处理采用固相萃取方法：依次用5mL二氯甲烷、5 mL甲醇、5 mL纯水分别对固相萃取柱进行活化;然后将经过孔径0.45μm膜过滤的500 mL水样通过固相萃取柱进行富集;采用质量分数70%正己烷和质量分数30%二氯甲烷混合液10mL洗脱C 18柱，采用质量分数90%二氯甲烷和质量分数10%甲醇混合液10 mL洗脱Oasis HCB柱;洗脱液混合，用无水硫酸钠脱水，旋蒸、氮吹定容至1 m L，进行GC-MS分析。
气相色谱条件：载气为高纯氦气，不分流进样1μL，进样口温度280℃，检测器温度290℃。初始柱温50℃，稳定2 min，程序升温至290℃，升温速率6℃/min，恒温15 min。质谱条件：电子轰击式离子源，离子源温度230℃;四极杆温度150℃，离子源电压70 eV，质量扫描范围35～500 amu(原子质量单位)。
2 结果与讨论
2.1 成熟好氧颗粒污泥形态特征
成熟好养颗粒污泥外观形态见图1。由图1可见，好痒颗粒污泥外表光滑、结构密实、呈黄色。经测定，各项理化指标分别为MLSS 20 855 mg/L, SVI 24.64 m L/g、VSS∶SS 0.81、比耗氧速率232.21mg/(g·h)。成熟好氧颗粒污泥粒径分布见图2。由图2可见，成熟好养颗粒污泥粒径主要介于100～1 000μm。
2.2 黄连素降解产物分析
对好氧颗粒污泥反应器处理黄连素模拟废水的稳定出水进行GC-MS分析。黄连素降解产物的GC-MS离子流谱图见图3。
由图3可见：在保留时间为22.682, 24.451, 25.017, 25.209, 26.652, 31.177 min时分别呈现出6个特征色谱峰。
黄连素降解产物的质谱谱图见图4。由图4可见：保留时间为22.682 min处色谱峰相对分子质量是180，其质谱图与6-甲氧苯并二氢呋喃-7-醇-3-酮相符;保留时间为24.451 min处色谱峰相对分子质量是166，是相对浓度最大的峰之一，与2, 5-二甲氧基苯甲醛质谱图一致;保留时间为25.017min处色谱峰相对分子质量是193，与4-烯丙基-5-氨基-藜芦醚质谱图一致;保留时间为25.209 min处色谱峰相对分子质量是180，与2, 4-二羟基-6-甲基-1, 3-间苯二甲醛质谱图相符;保留时间为26.652 min处色谱峰相对分子质量是208，是相对浓度最大的峰之一，其质谱图与3, 4-亚甲基二氧苯基丙酮酸相符;保留时间为31.177 min处色谱峰相对分子质量是191，是相对浓度最大的峰之一，与1, 3-二噁唑并(4, 5-g)异喹啉-5 (6H)-酮，7, 8-二氢质谱图相符。
根据GC-MS的分析结果，经过360 min的降解，黄连素被好养颗粒污泥分解为：6-甲氧苯并二氢呋喃-7-醇-3-酮;2, 5-二甲氧基苯甲醛;4-烯丙基-5-氨基-藜芦醚;2, 4-二羟基-6-甲基-1, 3-间苯二甲醛;3, 4-亚甲基二氧苯基丙酮酸;1, 3-二噁唑并(4, 5-g)异喹啉-5 (6H)-酮，7, 8-二氢。
a 6-甲氧苯并二氢呋喃-7-醇-3-酮;b 2, 5-二甲氧基苯甲醛;c 4-烯丙基-5-氨基-藜芦醚;d 2, 4-二羟基-6-甲-1, 3-间苯二甲醛;e 3, 4-亚甲基二氧苯基丙酮酸;f 1, 3-二噁唑并 (4, 5-g) 异喹啉-5 (6H) -酮, 7, 8-二氢
2.3 好氧颗粒污泥电镜分析
好氧颗粒污泥降解黄连素前(a)后(b)的电镜照片见图5。由图5 (a)可见：为了克服好氧颗粒污泥密实结构对氧气和基质向内部传递的阻碍，颗粒污泥中还分布有许多孔隙和通道，基质和氧气通过这些通道能够更好地向内层细菌扩散。由图5 (b)可见：降解黄连素后，好养颗粒污泥表面存有黏胶层，使好养颗粒污泥表面的球菌和类短杆菌紧密黏结在一起，尽管其空隙和通道变小，但其结构更加致密，这种致密的菌群排列结构赋予污泥良好的沉降性能、生物活性和抗毒物冲击能力。
3 结论
a)采用GC-MS技术分析好氧颗粒污泥对黄连素的降解产物，经过360 min降解，黄连素被分解为6-甲氧苯并二氢呋喃-7-醇-3-酮;2, 5-二甲氧基苯甲醛;4-烯丙基-5-氨基-藜芦醚;2, 4-二羟基-6-甲基-1, 3-间苯二甲醛;3, 4-亚甲基二氧苯基丙酮酸;1, 3-二噁唑并(4, 5-g)异喹啉-5 (6H)-酮，7, 8-二氢。
b)降解黄连素后，好养颗粒污泥结构更加致密，这种致密的菌群排列结构赋予污泥良好的沉降性能、生物活性和抗毒物冲击能力。
参考文献
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好氧降解 篇5
表面活性剂的大量使用导致污染水域逐年扩大, 致使生态环境恶化, 沿海生物资源衰竭, 生物多样性锐减 , 并引发了多种环境灾害, 甚至对人体健康带来危害。因此加强表面活性剂降解的研究, 有效地控制生态环境的进一步恶化, 已成为科技工作者的一项重要课题。表面活性剂降解的技术近几年也有了较大发展, 其中生物降解是目前使用最普遍的一种降解方法。目前, 易降解的酯基季铵盐阳离子表面活性剂正逐渐受到人们的重视[1,2,3,4,5,6,7,8]。
作者所在团队在前期合成了新型酯基季铵盐 (2-羟基-3-月桂酰氧基丙基) 十二烷基二甲基氯化铵 (HFAC) [9]的基础上, 进一步探讨HFAC的生物降解的适宜条件。在此研究了HFAC的初始浓度、pH值、温度以及接种量对生物降解的影响, 从而为研发性能优异的酯基季铵盐提供参考。
1 实验部分
1.1 仪器与试剂
SHZ-C型水浴恒温振荡器 (常州国华电器厂) ;VIS 2802PC分光光度计 (龙尼柯仪器厂) ;Sartorius酸度计 (上海峰志仪器厂) ;电子天平 (西安万科重仪器厂, 精度0.0001 g) 。
磷酸氢二钠, 硫酸铵, 磷酸二氢钾, 硝酸铵, 硫酸镁, 氯化钙, 氢氧化钠, 硫酸, 三氯甲烷, 均为分析纯 (西安化学试剂厂) ;HFAC, 分子量505 (自制) 。
实验用培养液的制备。
1.2 实验方法
首先进行活性污泥和活性污泥使用液的制备, 然后进行培养实验和驯化实验。上述实验按文献[10]进行。
1.2.1 HFAC浓度对降解的影响
在不同的三角烧瓶中加入15 ml驯化液, 再加入浓度分别为200, 400, 600, 800, 1000 mg/L的HFAC溶液, 该实验采用振荡培养法, 摇床转速为150 r/min, 恒温到30 ℃, 用1 mol/L的H2SO4和1 mol/L的NaOH, 调节pH值至7.0左右。每个实验重复3次, 每隔5 h取样一次, 分析HFAC的质量浓度, 得到HFAC的降解率, 降解速率, 下同。
1.2.2 起始pH值对降解HFAC的影响
根据1.2.1的实验结果, 确定实验用HFAC的浓度为600 mg/L (下同) , 调节起始pH分别为4.0, 5.0, 6.0., 7.0, 8.0, 9.0, 摇床转速为150 r/min, 水浴温度控制在30 ℃。
1.2.3 温度对降解HFAC的影响
根据1.2.2实验结果, 确定实验用HFAC的浓度为600 mg/L, 调节起始pH值为7.0, 摇床转速为150 r/min, 调节摇床温度分别为15, 20, 25, 30, 35 ℃。
1.2.4 驯化液量对生物降解的影响
根据1.2.3结果, 确定实验用HFAC的浓度为600 mg/L, 调节溶液起始pH值为7.0, 摇床转速为150 r/min, 水浴温度控制在30 ℃。驯化液量分别为5, 10, 15, 20, 25 ml。
2 结果与讨论
2.1 HFAC浓度对生物降解效果的影响
在15 ml驯化液, 摇床转速150 r/min, pH值约7.0左右, 水浴温度控制在30 ℃的条件下, 考察不同HFAC初始质量浓度对HFAC降解的影响, 结果见图1。
由图1可知, HFAC的浓度在1000 mg/L以内, 微生物都能够不同程度地降解HFAC, 当降解时间超过25 h后, 降解率接近100%。对图1中每一条变化曲线进行线性相关分析可知, 当HFAC的起始浓度为600 mg/L时, 根据拟合的线性方程, 其降解速率最大, 达到28.5 mg/ (L·h) (R2=0.80) , 而起始浓度为200, 400, 800, 1000 mg/L时, 经拟合后得到的降解速度分别为9.8 mg/ (L·h) (R2=0.90) 、19.4 mg/ (L·h) (R2=0.83) 、27.6 mg/ (L·h) (R2=0.94) 、23.1 mg/ (L·h) (R2=0.99) , 综合考虑采用600 mg/L作为HFAC的起始浓度进行以下实验。
2.2 不同起始pH值对生物降解的影响
由图2可见, 当起始pH值为4.0、5.0或9.0时, 生物降解HFAC的效果明显受到抑制;而起始pH值为6.0～8.0时, 生物降解HFAC的能力较好。特别是在pH值7.0的中性环境里, HFAC降解的最快, 经过15 h, HFAC浓度从600 mg/L下降到28 mg/L, 降解率达到95.3%。pH值在6.0～7.0弱酸或pH值在7.0～8.0弱碱性环境, 生物降解效果较好, 但在相同的起始浓度下, 跟pH值7.0中性环境相比, 完全降解所需要的时间稍长些。
2.3 温度对生物降解的影响
微生物在不同温度下降解HFAC的情况如图3所示。
由图3可知, 在温度为15 ℃的环境里, 微生物尚能维持一定的降解HFAC的能力, 并且随着温度的升高, 降解HFAC的能力大幅提高, 当环境温度为30 ℃, 降解HFAC的速度最快;温度继续提高到35 ℃, 其降解效果下降。可见生物降解HFAC最适宜的温度为30 ℃, 降解HFAC的速度最快, 经过15 h, HFAC浓度就从600 mg/L下降到26 mg/L, 降解率达到95.7%。
2.4 驯化液量对生物降解的影响
由图4可见, 当降解时间小于5 h时, 不同驯化液量对降解过程的影响差别不大, 当降解时间大于5 h后, 驯化液量为20 ml效果相对较好。可见生物降解HFAC最适宜的驯化液量为20 ml, 降解HFAC的速度最快, 经过15 h, HFAC浓度就从600 mg/L下降到20 mg/L, 降解率达到96.7%。
生物降解过程是酶催化反应的过程, 驯化量不同, 降解速率会表现出差异。驯化量少, 菌体生成所需的基质就少, 降解速率慢;驯化量过多, 菌体浓度过高, 由于菌体相互竞争反而使降解速率下降。当降解时间较短时, 不同驯化量对HFAC的降解影响不明显, 随降解时间延长, 驯化量对降解影响逐渐明显。驯化液过一定量时, 降解速率反而下降。
2.5 HFAC可能的生物降解途径
从结构上对降解性能分析, HFAC的主链上面有一个酯基, 降解的最初, 应该是先发生酯键的断裂, 这样主碳链就分成两个部分, 左边的十二烷基那部分先发生ω氧化, 再进行连续β氧化, 最终得到代谢产物CO2和H2O;同时右边月桂酸这部分, 直接进行β氧化, 得到代谢产物CO2和H2O。
降解原理如下:
3 结论
(1) 生物降解时, HFAC最适宜的起始浓度为600mg/L, 经过25 h被完全降解, 其降解速度达到28.5 mg/ (L·h) 。最佳pH值为7, 最适宜的温度为30 ℃, 驯化液加入量为20 ml。
(2) HFAC可能的降解途径:先是酯键断裂, 然后发生ω氧化和连续的β氧化。
参考文献
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