生物降解性（共12篇）
生物降解性 篇1
摘要：基于活性污泥处理, 对制革生产中6种典型加脂剂 (硫酸化牛蹄油、硫酸化蓖麻油、硫酸化鱼油、卵磷脂、氯化石蜡和烷基磺酰氯) 的生物降解特性进行了系统研究。研究发现, 硫酸化牛蹄油、硫酸化蓖麻油、硫酸化鱼油和卵磷脂易于生化处理, 能够被活性污泥高效降解;然而活性污泥不能降解氯化石蜡和烷基磺酰氯, 特别是烷基磺酰氯还会抑制污泥的生物降解活性。结果表明, 从环保角度考虑, 制革生产中应优先使用硫酸化牛蹄油、硫酸化蓖麻油、硫酸化鱼油和卵磷脂等类型加脂剂, 而应减少或限制使用氯化石蜡和烷基磺酰氯。
关键词：皮革化学品,加脂剂,可生物降解性,环境友好性
引言
制革生产中常使用多种化工材料以满足不同工段的加工要求, 如鞣剂、复鞣剂、加脂剂、染料等, 部分化工材料会不可避免地残留在制革废水中而产生污染排放。制革化学品种类繁多, 即使对某一类制革化学品往往也存在着多种选择, 这给企业筛选和组合使用制革化学品以达到最小污染排放带来了一定难度。基于此, 研究不同制革化学品的环境友好性就显得非常重要。目前, 污水处理厂或制革企业仍然采用生化方法作为污水的主要处理手段, 因此不同制革化学品的生物降解特性就直接影响其环境友好性。某种制革化学品生物降解性好, 易于活性污泥处理, 它往往被认为是环境友好型材料。相反一种难以被活性污泥降解的制革化学品即使在废水中残留浓度较低, 却容易导致更严重的污染, 其环境友好性就较差。
制革行业正逐渐推广环境友好型材料以减少污染。然而, 不同制革化学品的环境友好性究竟如何, 人们却很少做系统的研究, 这在一定程度上妨碍了环保型材料和制革清洁技术的推广应用。因此, 作者基于材料的生物降解特性, 对几类制革生产中普遍使用的化学品的环境友好性进行了研究, 本文首先研究了几种典型加脂剂的可生物降解性。
1 试验部分
1.1 仪器和药品
HI99721微电脑COD测定仪, HI99724A-6 BOD测定仪, 意大利哈纳公司。
所测试加脂剂均购自亭江精细化工有限公司, 其特性如下所述。硫酸化蓖麻油, 阴离子型, 深红液体, 质量分数>60%, pH 6.0～8.0 (1∶9稀释后, 下同) ;硫酸化牛蹄油, 阴离子型, 褐色液体, 质量分数>70%, pH 6.0～8.0;硫酸化鱼油, 阴离子型, 褐色液体, 质量分数 (70 ± 0.5) %, pH 4.0～6.0;卵磷脂, 阴离子型, 粘稠褐色液体, 质量分数 (60 ± 0.5) %, pH 7.0～8.0;氯化石蜡, 阴离子型, 淡黄色液体, 质量分数>80%, pH 6.0～7.5;烷基磺酰氯, 阴离子型, 淡黄色液体, 质量分数>75%, pH 6.5～9.0。其他化学药品都为分析纯。
1.2 研究方法
活性污泥取自制革厂的废水生化处理池。取回的活性污泥静置1 h后, 倒去上清液, 剩下的污泥 (悬浮固形物SS: 2.6 g/L, pH 8.2) 按1∶1体积比加入自来水, 连续搅拌曝气8 h以上, 待用。加脂剂生物降解过程中, 采用BOD测定仪监测其生化耗氧量的变化。取20 mL已充分曝气的活性污泥于BOD测量瓶中, 瓶中预先加入规定体积的待分析加脂剂。为防止生物降解过程中发生硝化反应, 在瓶内加入了硝化抑制剂。实验中所采用的BOD测定仪是一个基于压力变化的测定系统, 因此在瓶口橡胶盖上滴加3～4滴45%的氢氧化钾溶液, 以消除瓶内因CO2所产生的压力变化。将BOD瓶置于测量架上, 电磁搅拌, 于恒温 (20 ℃) 培养箱中培养。
以蒸馏水代替加脂剂样品与活性污泥混合, 作为空白实验以测定活性污泥的内源呼吸。所有样品在生物降解实验前其pH值都调至中性。实验中某时刻加脂剂的生物降解率定义为:该时刻样品降解所产生的生化耗氧量BODt与降解前废液化学需氧量COD0的比值, 即BODt/COD0值。生化处理5 d后, 测定样品残留化学需氧量COD5, 计算COD去除率:
COD去除率= (COD0-COD5) /COD0 ×100%
COD和BOD5采用相应测定仪分析。
2 结果和讨论
2.1 基于BOD5/COD值的加脂剂可生化性分析
生物降解研究中, 材料的BOD5/COD值通常被用作评价其可生化性好坏的依据, 如果BOD5/COD > 0.35, 便认为样品易于生物降解, 比值越高其可生化性就越好;相反, 当BOD5/COD < 0.2时, 便认为样品难以生化处理。基于此, 研究中测定了各加脂剂的BOD5/COD值, 结果如表1所示。可见, 在125～750 mg/L质量浓度范围内, 所测试的3种硫酸化加脂剂 (牛蹄油、蓖麻油、鱼油) 和卵磷脂表现了良好的生物降解特性, 但是氯化石蜡和烷基磺酰氯却难以降解。特别是烷基磺酰氯, 在其活性污泥作用过程中检测不到耗氧量的变化, 说明它不能被活性污泥降解。上述加脂剂可生化性的差异可能是由于3种硫酸化加脂剂 (牛蹄油、蓖麻油、鱼油) 和卵磷脂均为天然动植物油脂的加工产品, 而氯化石蜡和烷基磺酰氯为合成加脂剂, 活性污泥对源于天然动植物油脂的加脂剂具有较强的适应和降解能力。
1) 加脂剂质量浓度 (mg/L) ;2) 未检测出BOD5, 其值为零。
以BOD5/COD值判断制革化学品的可生物降解性, 方法简单易行。但事实上, 该方法具有一定的局限性, 它不能表征材料的实际生化处理过程, 特别是不能反映其长期生物降解特性, 甚至有时样品的BOD5/COD值与其可生化性两者并非一致[1]。因此, 本文将从材料的生物降解率、生物降解模型及动力学特性、COD去除率等方面, 进一步研究不同制革加脂剂的环境友好性。
2.2 加脂剂生物降解特性
活性污泥法被广泛应用于废水的生物降解处理, 它是一种以好氧微生物为主, 使有机物降解、稳定的无害化处理方法。当活性污泥不受外界影响, 其呼吸作用利用的基质是微生物自身的细胞物质, 此时耗氧量与时间的变化称为内源呼吸线。废水曝气处理时, 活性污泥降解有机物而消耗环境中的氧气, 称为生化呼吸。用活性污泥处理某种材料, 通过比较其生化与内源呼吸作用, 可以准确反映材料的可生物降解性[2]。如生化呼吸线位于内源呼吸线之上, 说明该材料可被微生物降解, 两条呼吸线之间的距离越大, 材料降解率越大, 反之亦然;如生化呼吸线与内源呼吸线基本重合, 表明该材料不能被活性污泥分解, 但对污泥的生物活动无抑制作用;如生化呼吸线位于内源呼吸线之下, 说明该材料对活性污泥产生了抑制作用, 生化呼吸线越接近横坐标, 抑制作用越大。基于该方法, 本论文研究了各测试加脂剂的生物降解特性。如图1所示, 可以看出氯化石蜡的生化呼吸线与内源线交替重叠, 说明活性污泥难以降解它;而烷基磺酰氯的生化呼吸线处于内源线以下, 这表明即使在较低质量浓度 (125 mg/L) 条件下, 烷基磺酰氯不但难以被活性污泥降解, 而且它对活性污泥具有一定的抑制作用。
与氯化石蜡和烷基磺酰氯不同, 硫酸化牛蹄油、硫酸化蓖麻油、硫酸化鱼油和卵磷脂的生化呼吸线都在内源线以上 (图1, 硫酸化鱼油和卵磷脂图省略) , 表现了相对更好的可生物降解特性, 其生物降解率变化如图2所示。可以发现, 在500 mg/L初始质量浓度条件下, 硫酸化牛蹄油、硫酸化蓖麻油、硫酸化鱼油和卵磷脂5天后的降解率分别为38.5%, 65.4%, 43.1%和55.5%。四种加脂剂中硫酸化蓖麻油显示了相对更好的可生化特性, 当初始质量浓度为1500 mg/L, 活性污泥处理5 d后, 其生物降解率达57.4%。
2.3 加脂剂生物降解模型及降解动力学特性
文献表明, 有机物在低浓度条件下进行活性污泥处理时, 其生化耗氧量 (BOD) 随时间的变化接近单分子反应历程, 符合一级反应动力学模型[3,4]。如前所述, 活性污泥对硫酸化牛蹄油、硫酸化蓖麻油、硫酸化鱼油和卵磷脂表现了一定的降解能力, 基于此, 本文通过模型建立, 进一步研究了这四种加脂剂的生物降解特性。假定加脂剂溶液完全生化需氧量为L0, 则t时刻其呼吸速率与残留生化需氧量Lt成正比, 有:undefined
可知 , 从而Lt=L0exp[-k (t-t0) ]从而yt=L0-L0exp[-k (t-t0) ]
其中:t为生化作用时间 (d) ;Lt为t时刻加脂剂残留生化需氧量 (mg/L) ;yt为t时刻加脂剂生化耗氧量BODt (mg/L) ;L0为加脂剂完全生化需氧量 (mg/L) ;k为加脂剂的特征耗氧速率常数 (1/d) ;t0为生物降解滞后期 (d) 。该模型包括的三个动力学参数分别反映加脂剂的不同生物降解特性。其中完全生化需氧量与初始化学需氧量的比值 (L0/COD) 可直接反映加脂剂的可生化程度, 特征常数 (k) 体现降解速度, 而降解滞后期 (t0) 可以反映活性污泥对加脂剂的适应特性。通过动力学研究, 可以更全面、更科学地认识加脂剂的生化处理特性。
基于上述降解模型, 各加脂剂的降解动力学研究结果如表2所示。可以看出, 在250 mg/L条件下, 硫酸化蓖麻油和卵磷脂的k值相对较高, 而其to值较小, 表明活性污泥能更快地适应和降解这两种加脂剂, 其可生化降解程度分别为78.3%和77.2%。此外, 动力学研究表明硫酸化牛蹄油和硫酸化鱼油也具有良好的可生物降解性, 其初始COD分别为360 mg/L和452 mg/L, 降解滞后期分别为3.32 h 和4.27 h, 耗氧速率常数分别为0.763 d-1和0.749 d-1, 而其可生化降解程度分别为68.3%和57.7%。
1) 各加脂剂质量浓度为250 mg/L
2.4 基于COD去除率的加脂剂生化处理特性研究
活性污泥处理主要通过好氧生物降解有机物, 从而降低废液的COD浓度。此外, 厌氧生物的降解以及污泥的吸附作用也会导致废液中有机物减少, COD浓度降低, 增强生化处理效果[5]。因此, 本文研究了不同加脂剂在活性污泥处理过程中的COD去除情况, 以表征其实际生化处理效果。如表3所示, 活性污泥处理5 d后, 硫酸化牛蹄油、硫酸化蓖麻油、硫酸化鱼油和卵磷脂都显示了较高的COD去除率, 其中硫酸化蓖麻油的COD去除率达99.4%;而烷基磺酰氯的COD去除率为4.6%, 这些现象与前几部分的研究结论一致, 说明硫酸化牛蹄油、硫酸化蓖麻油、硫酸化鱼油和卵磷脂这四种加脂剂易于生化处理, 而烷基磺酰氯难以被活性污泥降解。前述研究发现活性污泥不能降解氯化石蜡, 然而它在活性污泥处理5天后显示了较高的COD去除率, 达79.0%, 考虑到在活性污泥处理中, 厌氧微生物将受到一定的抑制, 所以可以认为该去除率应主要源于活性污泥对氯化石蜡的吸附去除作用。
3 结论
结果表明硫酸化牛蹄油、硫酸化蓖麻油、硫酸化鱼油和卵磷脂易于活性污泥处理, 有利于环境保护, 制革生产中应优先使用这四种加脂剂;然而氯化石蜡和烷基磺酰氯难以生物降解, 应减少或限制使用, 否则它们在周边环境中的积累可能导致严重的污染问题。
参考文献
[1]郭文成, 吴群河.BOD5/CODcr值评价污废水可生化性的可行性分析[J].环境科学与技术, 1998, 82:39-41.
[2]上海市环境保护局.废水生化过程[M].上海:同济大学出版社, 1999.45-46.
[3]程香菊, 罗磷, 赵文谦.应用线性和非线性法求解有机物生物降解动力学参数[J].上海环境化学, 2002, 21 (10) :617-620.
[4]Mao H Z, Smith D W.Mechanistic model for assessingbiodegradability of complex wastewaters[J].Water Re-search, 1995, 29:1957-1975.
[5]Guellil A, Thomas F, Block J C, et al., Transfer of organicmatter between wastewater and activated sludge flocs[J].Water Research, 2001, 35:143-150.
生物降解性 篇2
精细化工废水有机成分分析及其生物降解性与毒性的拓扑研究
摘要：针对精细化工废水处理难以稳定达标的现状,通过GC/MS法跟踪测定某精细化工园区废水处理厂生物系统进水与出水中的有机组分并分析其变化,采用拓扑分析法对进水中检测出的有机物生物降解性与毒性进行定量构效研究,评估了拓扑分析结果与出水中有机成分的吻合程度.结果表明,经生物处理后,进水中含有的.酸、醇及部分苯酚和苯胺类有机物能被有效降解,但氯代苯胺、氯代硝基苯、甲氧基苯系物、腈及含氮杂环化合物等物质在出水中仍能被检出,此类有机物大部分属于难降解有机物且具有较强的生物毒性,从而导致出水不能达标排放.研究结果指出,针对含有毒/难降解有机物精细化工废水的处理,应着重考虑QSAR分析结果中低PCD、低LC50值有机物的优先控制,采用有效的预处理措施和生物强化工艺是实现废水稳定达标的关键.作 者：何勤聪 成国飞 任源 潘维龙 黄彬彬 张小璇 韦朝海 HE Qincong CHENG Guofei REN Yuan PAN Weilong HUANG Binbin ZHANG Xiaoxuan WEI Chaohai 作者单位：何勤聪,任源,黄彬彬,韦朝海,HE Qincong,REN Yuan,HUANG Binbin,WEI Chaohai(华南理工大学环境科学与工程学院,广东,广州,510006)成国飞,潘维龙,CHENG Guofei,PAN Weilong(上虞市水处理发展有限责任公司,浙江,绍兴,312300)
张小璇,ZHANG Xiaoxuan(华南理工大学化学与化工学院,广东,广州,510640)
期 刊：化工进展 ISTICPKU Journal：CHEMICAL INDUSTRY AND ENGINEERING PROGRESS 年，卷(期)：2009, 28(6) 分类号：X703 关键词：精细化工废水 有机物 生物降解性 毒性 拓扑武大研发成功新型生物降解膜等 篇3
该膜可溶，剪一小块入口２０秒即可溶解无残渣；也可生物降解，其废弃物不会造成环境污染。（湖北）
手动喷雾器功能多
农业部南京农机化研究所（邮码：２１００１４，电话：０２５－４３４６２１１）前不久研制成功３ＷＡ－１６型安全高效多功能背负式喷雾式喷雾器，该机密封性好，操作安全可靠；揿压式开关，可点喷或连续喷雾；多种喷射部件快速接头，可实现高、低容量喷雾和宽幅喷洒作业；压杆操作方便、省力，可用于各种作物的病虫害防治。（江苏杨安）
棉花新品种“农杂６２”通过审定
湖南农业大学棉花研究所（邮码：４１０１２８，电话：０７３１－４６１８１５５）选育的杂交棉花新品种——农杂６２，２００２年通过了湖南省品种审定。
该品种早熟不早衰，抗棉铃虫、红铃虫，抗枯萎病，耐黄萎病，纤维长、较细、强度好，６６７平方米（１亩）产籽棉３００公斤，皮棉１２５公斤。（湖南陈玉）
晚熟葡萄新品种通过鉴定
山东省平度市致富果树良种场（邮码：２６２８００，电话：０５３２－５３２１８８８）孙国锋场长培育的晚熟致富王、致富１号、致富２号、致富３号和致富骆驼奶子系列葡萄新品种，最近通过了平度市科委主持的专家鉴定。“致富”系列品种表现出大粒、抗病、丰产、耐储运，综合性状优良。（山东平频）
新型紫菜采摘机问世
由江苏省南通光华水产品有限公司（邮码：２２６４０９，电话：０５１３－４５９４３５５）研制的半浮动筏式栽培紫菜采摘机，最近通过了江苏省科技厅主持的技术鉴定。一台采摘机用人工６个，一个潮水采摘２公顷，提高工效２０倍，每公顷紫菜的采收成本为人工采收的１／３，适合在潮间带退潮干露后的沙质滩涂作业。（江苏王明俊）
大豆新品种“科新４号”通过审定
中国科学院遗传研究所（邮码：１０００１２，电话：０１０－６４８８９３５７）选育的中熟春大豆新品种“科新４号”，２００２年通过了北京市品种审定。
该品种抗花叶病毒病，抗倒伏性较强，平均６６７平方米（１亩）产量为１５６．３公斤，籽粒蛋白质含量４１．７２％，脂肪含量２０．６０％。（北京李林涛）
芝麻新品种“豫芝１１号”通过国家审定
河南省农科院棉花油料作物研究所（邮码：４５０００２，电话：０３７１－５７１２５２１）培育的芝麻新品种——豫芝１１号，去年通过国家审定。
生物降解性 篇4
随着环保法规的强化和环保意识的提高,人们对化学材料的生物降解性提出了更高的要求,研究方法也呈现出多样化。Yu-Zhong Wang[1]采用称重法研究了在聚丁二酸丁二醇酯(PBS)中引入异氰酸酯基团后材料的生物降解性,研究发现:随着PBS含量的增大,材料的生物降解性提高;Adriano Pinto Mariano[2]等人以2,6-二氯靛酚为氧化还原指示剂,运用呼吸速率法对柴油和生物柴油的共混物的降解性进行了研究,研究发现:随着混合物中生物柴油的含量增大,混合物的生物降解性先是缓慢提高,直到生物柴油的含量高于20%时,混合物的降解性才明显变大。
皮革化学品是一类重要的精细化学材料。近年来,人们对皮革化学品的性能提出了更高的要求:生物降解性好,低毒,无刺激。绿色环保皮革化学品的研究与使用,已成为制革清洁生产技术的重要内容,而生物降解性作为评价有机化学品环境友好性的重要标志之一得到普遍认可。皮革加脂剂是制革工业中用量最大的皮化材料之一。对加脂剂进行的生物降解性进行评价,不仅可以从理论上研究其在环境中的降解情况,还可以建立皮革加脂剂生物降解性评价的行业标准方法,对我国制革行业的可持续发展有着重要意义。
本课题组多年来开展了对加脂剂生物降解性的研究,并对相关已工业化的皮革加脂剂产品的生物降解性进行了试验测试,探讨了化学品的生物降解性研究方法[3,4,5,6]。研究有机化合物生物降解性的方法较多,如化学耗氧量(COD)、总有机碳(TOC)、溶解性有机碳(DOC)、生化耗氧量(BOD)、BOD/COD、BOD/TOC等。本试验采用COD30法、呼吸曲线法和BOD5/CODCr法[7,8,9,10,11],对自制的皮革加脂剂PMPS的生物降解性进行研究,旨在从源头上控制皮化材料的环保指标,为其进一步产业化奠定了基础,以期达到合理选用的目的。
1 试验部分
1.1 主要仪器与材料
BOD测定仪,美国哈希公司;
水浴恒温振荡器,上海浦东物理光学仪器厂;
生化培养箱LRH-250F,上海齐新科学仪器有限公司;
p H-25型p H计,深圳市安康净水科技有限公司;
COD回流装置,实验室自制。
有机硅琥珀酸酯加脂剂,实验室自制;
硫酸亚铁铵,分析纯,天津市博迪化工有限公司;
邻菲啰啉,分析纯,天津市新纯化学试剂研究所;
重铬酸钾,分析纯,天津市化学试剂厂;
活性污泥,西安市北石桥污水处理厂。
1.2 研究方法
1.2.1 COD30法
取适量培养好的污泥于250mL锥形瓶中,分别加入0、150、250、500、750和1 000mg/L的有机硅琥珀酸酯加脂剂(PMPS),调节pH值至7.1,温度为20℃,在水浴恒温振荡培养箱中培养30d,并在规定的时间内采用重铬酸钾法测定锥形瓶中上清液的COD,以此来计算PMPS加脂剂的生物降解率。
1.2.2 呼吸曲线法(BOD5)
将1 000mg/L的活性污泥接种在6个BOD测定反应瓶中,加入不同浓度的PMPS加脂剂,调节pH值为7.1,同时在每个BOD测定反应瓶的吸收杯中注入CO2吸收液(2～3滴0.5mol/L的Na OH溶液),密封培养瓶,(20±1)℃下,瓶内式样在电磁搅拌器的作用下进行生化反应,定期记录BOD值,并绘制微生物呼吸曲线。
1.2.3 BOD5/CODCr法
与呼吸曲线法相同,在5个BOD测定反应瓶中接种1 000mg/L的活性污泥接种,并且将pH值均调节到7.1。分别测定不同浓度PMPS加脂剂的生物降解性。根据BOD5/CODCr比值的大小,可推测基质的可生物降解性。一般认为:BOD5/CODCr大于0.45时,生化性较好;大于0.30时,可生化;小于0.30时,较难生化;小于0.25时,不易生化。以此为标准,评价PMPS可生化性。
1.3 培养基组成
试验用微生物来源于西安市北石桥污水处理厂的泥饼。按单位体积内m(BOD)∶m(N)∶m(P)=100∶5∶1的比例培养微生物,通过测定其SVI(污泥指数)、SV(泥浆沉降比)、MLSS(混合液悬浮固体)来考察微生物培养状况。微生物培养基组成如表1所示。
2 结果与讨论
2.1 加脂剂生物降解性评价
2.1.1 COD30法
由图1可以看出:以PMPS作为微生物基质,基质培养液浓度不同时,其最终降解率相差较大。基质浓度为150mg/L时PMPS最终降解率最小,为62%;基质浓度为250、500、750和1 000mg/L时,PMPS的最终降解率分别为70%、81%、88%、89%。10d内,不同浓度基质的生物降解率随基质浓度的增加明显增大。微生物对基质的降解是一个先吸附后降解的过程,因此从图中可以看出,微生物对高浓度PMPS加脂剂的适应性强,10d内吸附率高。且随着基质浓度的增大,基质最终降解率逐渐增大,这说明基质浓度的增大并未对微生物的生命活动产生抑制作用,反而为微生物的代谢提供了营养物质,微生物代谢旺盛,促进了基质的降解。
2.1.2 呼吸曲线法
由图2可以看出:采用PMPS作为微生物基质,在试验条件下,微生物内原呼吸曲线的位置均比基质呼吸曲线的低,表明基质可被微生物利用。随着基质浓度的增大,基质呼吸曲线与内源呼吸曲线的距离逐渐增大,表明微生物对高浓度受基质适应性强,降解速度快。试验条件下,当基质浓度为1 000mg/L,基质培养液的BOD5最大,为247mg/L。以基质浓度为1 000 mg/L时基质呼吸曲线为参照,当基质浓度为750mg/L,基质呼吸曲线的斜率相对较小,基质的BOD5为178mg/L;当基质浓度为500、250、150mg/L和0时,基质培养液的BOD5依次为161、151、110和88mg/L。
由表2可以看出:随PMPS浓度的增加生化性变差,当PMPS加脂剂浓度为150mg/L,生化性最好。
较前2种评价方法,BOD5/CODCr法对其生物降解性评价结论并不完全一致。这可能是由以下2个方面的原因造成的,一方面,在COD中能被微生物降解的有机物耗氧量中BOD5只占了不到60%,即使COD中的有机物全部能被微生物降解,BOD5/CODCr也只有0.58。另一方面,BOD5/CODCr法主要用来评估低浓度有机化合物的生化性,而对于高浓度有机化合物虽然其比值较小,但是BOD绝对值较大,生化处理法依然可以与其他物理化学处理法配合使用来处理难降解的COD[8]。所以,结合另外2种方法的评价结果,在试验条件下,可适当调整BOD5/CODCr比值,且当其比值大于0.29时基质可生化,其评价结论与前2种方法基本一致。
2.2 PMPS加脂剂生物降解性的影响因素
2.2.1 p H
1 000mg/L的PMPS加脂剂作为基质,好氧活性污泥质量浓度为1 000mg/L,测定不同pH微生物呼吸曲线如图3所示。
由图3可以看出:pH对基质的生物降解性有明显影响。当pH值为9和10时,由于微生物对基质的利用速率较大,因此基质的BOD5较大;当p H值低于5时,微生物呼吸曲线斜率明显减小,基质利用速率下降,说明酸性条件下基质不易利用。但是,pH并非越高越好,当pH值为11时,微生物呼吸受到严重抑制,不利于降解。以上表明:在适当碱性条件下,微生物对基质的降解性较好。
2.2.2 盐度
基质PMPS浓度:1 000mg/L;
活性污泥浓度:1 000mg/L;
pH:10。在此条件下,测定不同盐度下微生物呼吸曲线如图4所示。
由图4可以看出:随着盐度的增加,基质的BOD5先增加后减小。当盐度为0.4%时,其BOD5最大,再升高盐度,其BOD5又开始下降,这是由于微生物正常的生命活动需要适宜的渗透压环境,盐度过高或过低会给微生物提供一个过高或者过低的渗透压环境,导致微生物细胞脱水或者吸水,微生物生命活动受到抑制,最终导致基质利用率降低。因此,试验条件下微生物利用基质的最佳盐度为0.4%。
由图4可以看出:以PMPS加脂剂为基质,空白为对照,试验条件下,随着盐度的增加,基质的BOD5先增加后减小。当盐度为0.4%时,基质呼吸曲线位于空白呼吸曲线上方,且其BOD5最大,表明该盐度为试验条件下微生物利用基质的最佳盐度。当盐度为0%～0.4%时,基质呼吸曲线位于空白呼吸曲线上方,随盐度增大,基质越容易被微生物降解。当盐度大于0.4%时,基质呼吸曲线位于空白呼吸曲线下方,且随盐度增大,基质越难被微生物降解。这是由于微生物正常的生命活动需要适宜的渗透压环境,盐度过高或过低会给微生物提供一个过高或者过低的渗透压环境,导致微生物细胞脱水或者吸水,微生物生命活动受到抑制,最终导致基质利用率降低。
2.2.3 污泥浓度
500mg/L PMPS加脂剂作为基质,接种不同质量浓度的好氧活性污泥于BOD测定反应瓶中,Na Cl 0.4%,pH值为10,微生物呼吸曲线如图5所示。
如图5所示:污泥浓度为2 500mg/L时,基质呼吸曲线的BOD5最大,为266mg/L,基质呼吸曲线斜率最大,微生物对基质的利用速率最大。当污泥浓度为500、750、1 000和1500mg/L时,其基质呼吸曲线的BOD5分别为119、132、175和236mg/L。当污泥浓度为2 000mg/L时,其基质呼吸曲线BOD5为261mg/L,接近于2 500mg/L时的呼吸曲线BOD5值。因此,最佳污泥浓度为2 000mg/L。
3 结论
以有机硅琥珀酸酯(PMPS)加脂剂为基质,采用COD30法、呼吸曲线法和BOD5/CODCr法对其生物降解性进行了研究。试验结果表明:当基质浓度为0～1 000mg/L时,基质的生物降解性随基质浓度的增加而变好,当pH值为7.1,污泥质量浓度为1 000mg/L,不外加Na Cl,基质浓度为1 000 mg/L时,基质最终生物降解率为89%。基质生物降解性的影响因素包括盐度、p H和污泥浓度。通过单因素法对微生物降解性的影响因素进行了优化,基质生物降解的最佳盐度为0.4%、p H值为10,污泥质量浓度为2 000mg/L。
参考文献
[1]Li Yidong,Zeng Jianbing,Li Wenda,et al.Rheology,crystallization and biode-gradability of blends based on soy protein and chemically modied poly(butylene succinate)[J].Ind.Eng.Chem.Res.,2009,48:4817-4825
[2]Mariano A P,Tomasella R C,de Olivei-ra L M,et al.Biodegradability of diesel and biodiesel blends[J].African Journal of Biotechnology,2008,7(9):1323-1328
[3]王学川,任永强,强涛涛,等.DT-F606加脂剂的生物降解性研究[J].中国皮革,2009,38(15):41-44
[4]王学川,任永强,强涛涛,等.DT-F609加脂剂的生物降解性研究[J].皮革科学与工程,2009,19(4):40-44
[5]王学川,任永强,强涛涛,等.加脂剂生物降解性评价方法[J].皮革与化工,2009,26(5):15-22
[6]任永强,王学川,强涛涛.表面活性剂的生物降解性研究进展[J].皮革与化工,2009,26(1):16-26
[7]孙丹红,王震毅,石碧.有机化合物好氧生物降解性研究方法[J].皮革科学与工程,2005,15(2):16-19
[8]Verenich S,Kallas J.Wet oxidation lumped kinetic model for wastewater or-ganic burden biodegradability prediction[J].Environ Sci Technol,2002,36:3335-3339
[9]吴丹,闫光绪,马学良.高浓度有机氰废水的好氧可生化性研究[J].石油化工环境保护,2003,26(2):9-12
[10]Saravanabhavan S,Thanikaivelan P,Raghavarao J.Reversing the convention-al leather processing sequence for cleaner leather production[J].Environ Sci Taechnol,2006,40:1069-1075
聚丙烯酰胺生物降解研究 篇5
研究了黄孢原毛平革菌对聚丙烯酰胺(PAM)的.生物降解,从葡萄糖的加入量、pH、N浓度、Mn2+浓度和降解时间5个方面考察了对PAM降解的影响.结果表明,黄孢原毛平革菌对聚丙烯酰胺具有特殊的酶催化降解的能力,降解率可达50%,限氮条件(NH4+=0.2g/L)和Mn2+浓度(Mn2+=0.017 5g/L)是菌株产聚丙烯酰胺降解酶的最佳条件.
作 者：韩昌福 郑爱芳 李大平HAN Chang-fu ZHENG Ai-fang LI Da-ping 作者单位：韩昌福,郑爱芳,HAN Chang-fu,ZHENG Ai-fang(中国科学院成都生物研究所,成都,610041;中国科学院研究生院,北京,100039)
李大平,LI Da-ping(中国科学院成都生物研究所,成都,610041)
生物降解性 篇6
该技术研发人、美国密歇根大学生物材料系终身教授皮特•马表示，这种纳米纤维球能模拟细胞的自然生长环境，因此可作为细胞载体将细胞送到伤口处，这是组织修复领域的重要进步。
由于缺乏足够的捐赠组织以及现有治疗受损软骨的方法效果有限，该技术有望为一些软骨受损患者带来福音。目前修复受损软骨的技术是将病人自己的细胞直接注入病人体内，没有模拟该细胞的自然生长环境并将细胞运送入体内的载体，注入体内的细胞稀稀拉拉，治疗效果因此并不乐观。
这种纳米纤维微球有很多孔隙，使营养物质很容易进入其中，而且，这种微球也承当了细胞基质的功能，同时也不会产生伤害细胞的降解副产品。
科学家先将这种中空的纳米纤维微球同细胞结合在一起，随后将其注射入伤口，当这些仅仅比其携带的细胞大一点的纳米纤维球在伤口处降解时，其携带的细胞已开始很好地生长，因为，这些纳米纤维球提供了一个让细胞茁壮生长的环境。皮特•马表示，这是科学家首次制造出能够注入体内的复杂细胞基质。在对实验鼠进行测试的过程中，这种纳米纤维球修复组生长出的组织是控制组的3倍到4倍。
为了修复形状复杂或怪异的组织缺陷，能被注射入体内的细胞载体要求大小非常精准，而且尽量不要进行手术。皮特•马的团队一直试图通过仿生方法，使用能进行生物降解的纳米纤维设计出细胞基质——在细胞生长并形成组织的过程中为其提供支撑的一套系统。
（刘霞）
生物降解性 篇7
化学品的风险主要是指化学品可能对人体(动植物)、环境造成有害影响的潜在可能性概率。风险评价主要就是利用已有的数据和资料,来评价化学品暴露对人体和环境造成危害的概率的技术过程,一般包括危害性鉴定、剂量—效应评估、暴露评估和风险表征等步骤[3]。在评价和筛选优控化学品过程中,化学品的环境友好性是其中的一个重要指标。
1 评价化学品环境友好性的方法
评价环境接受化学品能力的重要指标之一是其生物降解性[4,5],生物降解是指微生物利用有机物作为其生长代谢的能量来源从而将其分解的现象[6],按其降解程度的不同,可分为使物质丧失其原有生物学特性的初级降解;使物质对环境的不良影响消失的环境可接受降解;物质被彻底分解产生二氧化碳、无机盐和水的极限生物降解。有研究认为,皮革化学品的生物降解主要分为初级生物降解和最终生物降解2个阶段[4]。初级生物降解是指皮革化学品在微生物作用下的结构发生变化,从而导致母体分子因降解而失去原有的化学功能;最终生物降解指皮革化学品全部被微生物利用的降解,从而使得化学品结构被完全破坏,最终生成CO2、水和简单的无机盐。
2 化学品可生物降解性的评价指标
评价化学品可生物降解性的主要参数指标分为非特征性参数和特征性参数[7]。
2.1 非特征参数
生物降解过程的非特征性参数有化学需氧量(Chemical Oxygen Demand,COD)、生物需氧量(Biochemical Oxygen Demand,BOD)、二氧化碳生成量、总有机碳(Total Organic Carbon,TOC),总需氧量(Total Oxygen Demand,TOD)等。
2.1.1 COD
COD的大小可以反映有机物对水体的污染程度,从而可以评价还原性化学品的可生物降解性。COD的测定方法主要有重铬酸钾回流法、分光光度法和微波密封消解法。COD虽然在一定程度上可以反应化学品的可生物降解性,但细胞的吸附作用和无机还原性物质,对其有一定的干扰作用。在制革工业中研究者通过COD的去除,来表征含有单宁酸废水的生物降解情况[8]。
2.1.2 BOD
BOD是微生物在有氧的情况下,使有机物降解所消耗的溶解氧的量。由于一般有机物需要20d左右才能够完成氧化分解过程,所以测定其BOD所需要的时间较久。为此,一般以5日作为测定的标准时间。有机物在微生物的新陈代谢作用下,一般要考虑硝化作用对BOD测定的影响。
COD和BOD5并不能完全反映化学品的生物降解性能,一般采用BOD5/COD的值来评价化学品可生物降解性的好坏。BOD5/COD的值大于0.3,则认为该化学品的生物降解性较好;大于0.45,则该化学品很容易降解;其值在0.3～0.45之间,则该化学品较易生物降解;若BOD5/COD的值在0.2～0.3之间则较难降解,小于0.2则难生物降解。Zhu Shiyun等[9]采用该指标研究了臭氧化作用下,萘磺酸溶液的降解性。Liu Yana等[10]应用该参数,评价了偶氮染料和印刷过程中染料废水的可生物降解性。但这种方法也会存在一些问题,如某些有机物易被重铬酸钾氧化,以COD的形式表现出来,使得BOD5/COD的值变小而实际上生物处理的效果却很好。
通过比较生化呼吸线和内源呼吸线,也可以较好评价化学品的生物降解性。如图1所示,A、B、C分别为3类不同有机物的生化呼吸线,Er代表内源呼吸线。A类物质的生化呼吸线在内源呼吸线的下方,说明该化学品对活性污泥产生抑制作用,并且生化呼吸线越接近横轴,抑制作用就越大。B类物质的生化呼吸线在内源呼吸线的上面,则说明该化学品可以被微生物降解,并且2条线之间的距离越大,化学品的降解率越大,反之则越小;C类物质的生化呼吸线与内源呼吸线基本重合,则说明该类化学品不能被活性污泥降解,但是对污泥的生物学性能也没有抑制作用。基于这种评价方法,有研究报道了不同皮革加脂剂的生物降解特性[11]。
也有用BOD5/TOD和BOD5/TOC的比值来作为评价指标的,BOD5/TOD的值大于0.4的为高降解物质,如葡萄糖、苯酚等;比值在0.2～0.4之间的为中降解物质,如甲酸、丁烯醛等;比值小于0.2的为低降解物质,如尿素、苯等[12]。BOD5/TOC的值大于1.0则认为化学品的生物降解性较好,小于0.3则较差[12]。
2.1.3 CO2生成量
用二氧化碳的生成量作为评价化学品可生物降解性的指标,不但可以测定有机物的极限生物降解,而且测定的结果不受硝化作用和细胞呼吸的影响。生成的CO2可以用Ba(OH)2来吸收,通过测定生成的BaCO3沉淀的量来计算CO2的量。由于降解生成的产物不一定都是CO2,因此测定的结果一般都偏低。
2.2 特征参数
生物降解过程中的特征参数主要有细菌数、ATP含量、脱氢酶含量及分子生物学指标。
2.2.1 细菌计数
通过测定化学品对细菌群体生长繁殖的影响,可以评价化学品的生物降解性。将待测化学品加入到正常生长的微生物培养基中,一段时间后测定细菌的数目。如果细菌数目增加,则该化学品的生物降解性较好;若细菌的数目减少,则该化学品的生物降解性较差,有些有可能对微生物有毒性,杀死细胞,导致微生物死亡。
2.2.2 ATP含量
三磷酸腺苷(ATP)是生物体内一种特定的高能化合物。一般情况下,生物体细胞中的ATP含量是相对稳定的,其含量与生物活性之比也为常数。因此,ATP含量能够表征生物降解过程中,微生物的数量多少及新陈代谢的快慢,可以通过测定生物降解过程中ATP含量的变化,来评价化学品的生物降解性好坏。利用峰值出现的时间和峰高指数,可以很好地评价有机物的降解性[13],其判定标准如表1所示。孙立新等[13]采用ATP法研究了46种有机物和7种废水的生物降解性。M.Vikman等[14]通过测定微生物中ATP含量和CO2生成量,研究了在堆肥条件下木质素的浓度和温度对木质素生物降解性的影响。
2.2.3脱氢酶含量
活性污泥法降解有机物,实质上是微生物在一系列酶的催化作用下的生物氧化还原反应,而其中最重要的酶为脱氢酶(DHA)。若脱氢酶活化的氢原子被人为受氢体所接受,则可以通过测定人为受氢体浓度的变化来间接测定脱氢酶的活性,从而表征生物降解过程中微生物的活性。因此,DHA的活性可以反应微生物的量及其对有机物的降解活性,以评价化学品的降解性能。由于DHA对有毒污染物非常敏感,因此可以将其作为判断污水毒性的一个指标[15];也有通过测定DHA的变化来研究土壤残油生物降解性与微生物活性之间关系的报道[16]。
2.2.4分子生物学指标
分子生物学指标主要是指DNA和RNA的变化。由于一定的生物群体内DNA或RNA的总量是一定的,当有机物发生降解时,群体内的DNA或RNA总量将发生变化,因此可以把它们作为待测样品生物降解性的评价指标。最新的研究表明[17],荧光定量PCR(Real-time PCR)也可以很好地应用于生物降解的评价。Joke Geets等[18]将Real-time PCR技术引入到环保领域,利用该技术测定了活性污泥中硝化细菌的定量表达量,从而评价有机物在其中的生物降解性。
3 化学品可生物降解性的测定方法
目前,测定化学品可生物降解性的方法已有很多,归纳起来主要有:活性污泥法、河水消失法、摇瓶振荡培养法等[19]。
3.1 活性污泥法
活性污泥法是污水好氧生物处理用的最多的方法。活性污泥是指悬浮生长的细菌、真菌、原生动物和后生动物及其代谢和吸附的有机物、无机物的组成。这些微生物组成了一个特有的生态系统,它们以污水中的有机物为食料,进行代谢和繁殖,从而降低了污水中的有机物含量。活性污泥法包括连续活性污泥法和半连续活性污泥法,前者指以一定量的待测有机物和营养物质的人工污水连续进入试验装置中,测定进出口有机物质量浓度的变化从而得到其降解度;半连续活性污泥法则是营养液和有机物按一定的浓度比逐天增加,以诱导微生物产生分解有机物的酶而将其分解。活性污泥法主要通过测定一段时间内COD、BOD、TOC等参数的变化,来评价待测化学品的可生物降解性的好坏。也可以通过污泥中的微生物种群数的变化,来间接评价化学品的降解性。随着科技的发展和研究的深入,气相色谱—质谱联用仪(GC-MS)和高效液相色谱(HPLC),被广泛用于检测生物降解后残余样品的浓度。通过仪器分析可以直接高效地测定化学品在活性污泥中的浓度变化,也可以测定出降解之后的产物及其浓度[20,21]。影响活性污泥的主要因素有溶解氧、温度、营养料、pH等。
活性污泥法可以很好地模拟污水处理的实际过程,其程序简单,对设备要求不高,成本较低。因此广泛应用于制药、染料等[22,23]工业的污水处理。由于活性污泥中发挥作用的主要是微生物种群,因此可以通过富集污泥中某些特定的细菌种群,对某些特定的化学品进行降解[24]。2008年国家标准化管理委员会和国家质量监督检验检疫局,根据OECD (Organization for Economic Co-operation and Development,简称OECD)经济合作与发展组织)提出的6种经典快速生物降解测试方法[25],基于活性污泥法的测试原理,制定了6项测试快速生物降解国家标准[26],要求在进行新的化学品登记时,必须提交这些数据。
3.2 河水消失法
河水消失法是指将一定量的河水和待降解的有机物一起加入玻璃容器中,然后在一定的温度下培养,用相应的分析方法测定有机物的降解率。河水消失法虽然可以模拟自然水域的生态条件,但是由于水中的微生物种类和固体含量相对较低,从而延长了降解的时间并且有较大的试验误差[27]。河水消失法主要通过测定水中溶解氧的变化,来评价待测样品的可生物降解性。
3.3 摇瓶振荡培养法
振荡培养法是将待测的样品置于摇瓶中,加入微生物,在一定的温度下振荡培养,一段时间后测定化学品随时间的浓度变化,求出其降解率。这种方法的基本原理与活性污泥法相同,其操作简单,重复性较好,适用于实验室规模的研究。王学川等[28]利用该方法,通过COD、呼吸曲线和BOD5/COD等指标,研究了加脂剂的生物降解性。
3.4 模型方法
除了上述几种通过试验的方法来测定化学品生物降解性之外,也可以通过建立一些模型和计算的方法预测化学品的生物降解性。Blok.J[29]利用微生物生长动力学的最大比生长速率(μmax)和总生物量中底物可被利用的部分占底物的百分数(specific fraction,简称fs)等参数,来了解化学品的生物降解性。μmax是单位时间内微生物细胞数最大的瞬时增量,即在微生物生长曲线上,斜率最大的点,它是表征微生物生长速率的一个参数,此时的微生物主要处于对数生长期;fs指在培养微生物的所有底物中,能为微生物提供生长所必须的碳源和氮源的那部分物质占所有底物的比例。对于可生物降解的物质,μmax的值一般在0.5～10/d,fs的值一般在10-2～10-8之间。通过这种方法可计算出物质的降解率,而不是简单地把物质分为能降解和不能降解。模型方法作为评价化学品环境风险的一种工具,计算结果不会受到试验条件的影响,数据的重现性较好[29]。
4 化学品生物降解性的影响因素
影响化学品可生物降解性的因素主要包括外因和内因。外因主要包括温度、pH、溶解氧等[30]。这些因素主要是通过调控微生物的生长及酶的活性来影响化学品的生物降解速度和降解率的。内因主要是化学品自身结构和性质的影响以及微生物本身的特性。结构方面主要包括有机物链的长短、支链的多少、官能团的类型及数目等。长链有机物较短链易降解,支链越多的有机物则越难降解。Luo Zhaoyan等[31]采用菜籽油为原料进行改性,研究表明改性加脂剂中所含双键数目越多,则生物降解性越好。性质方面主要包括化学品的电荷性和亲疏水性。表面活性剂分为阳离子、阴离子和非离子型,由于带电性质及电荷数的不同,各种表面活性剂的生物降解性各有不同。有机物的疏水性越强则越难降解,表面活性剂的疏水基的性质越接近脂类,则越容易被降解。
化学品的生物降解性是评价其环境友好性的重要标志之一,不同种类的化学品降解性可能是不同的;即使是同一种化学品,在不同的环境条件下降解性也可能会有很大差异。因此,有必要采用多种方法来研究化学品的降解性。同样地,也不能仅凭单一指标来评判某种化学品的降解性。
5 可生物降解性评价方法在皮革学科中的应用
制革工业是我国轻工行业中具有优势的传统产业。制革过程就是生皮胶原在物理和化学作用下的质变过程,各工段所用皮革化工材料多为各种功能性化学品的混合物。据统计,皮革工业涉及的化学品多达4 000余种,其中不乏有对环境、生态和人体健康有较大危害的化学物质。如,传统制革生产过程中使用的硫化物、铬盐、铵盐、重金属、防腐防霉剂、染料和一些有机溶剂等化学品,由于不可能被完全有效利用,随废水和固废排放会造成环境和生态问题;皮革产品中由于毒性物质的残留或在产品使用过程中产生有毒害的物质,如六价铬、甲醛和致敏物质等,也会直接影响人的健康;特别是制革固废和皮革产品使用后形成的“垃圾”,也可能对生态环境有严重影响。因此,研究皮革化学品的生物降解性能就显得十分重要,这不仅可为化学品的风险筛查提供定量数据,而且有助于制革工业选用环境友好的化学品生产皮革,从而减少有毒有害化学品的使用和排放,降低生态风险。
一般化学品生物降解性的研究方法和评价指标显然也是适用于皮革化学品的,然而如上所述,制革时加入的皮革化工材料多为混合物,因此必须明确所分析检测的目标化学品。在过去几年,皮革学科已有报道利用活性污泥法,以COD、呼吸曲线法和BOD5/COD为指标,研究加脂剂和合成鞣剂的生物降解性[28,32],这是学科发展的进步。然而,对皮革化学品的可生物降解性研究,尤其是小分子有机化合物及其与成品革复合后生物降解性的研究工作,依然任重道远。
摘要：概述了研究化学品生物降解性的评价指标和测试方法及影响因素,归纳了近年皮革研究领域针对部分皮革化工材料,应用生物降解性评价方法所做的研究情况,并指出该项工作仍任重道远。
生物降解性 篇8
制革工业中酶处理工艺通常作为清洁技术得以推广, 例如酶助浸水和酶脱毛工艺, 它们对减少环境污染的作用屡见报道[1]。随着对排污执法的加强和废水处理费用的提高, 制革工业所排放废水的可处理性显得特别重要, 其中包括可沉淀性和可生物降解性。作为废水的一级处理, 本研究第一部分报道了酶助浸水、脱毛工序废液的沉淀处理特性, 发现其比传统化学浸水、脱毛废液具有更高的沉淀效率。这表明, 从废水一级处理的难易程度看, 酶助浸水、脱毛工艺更为环境友好。为了达到排放标准, 活性污泥法通常是污水处理厂和制革企业最常使用的二级处理手段。基于此, 本文研究了酶助浸水、脱毛废液的生物降解特性。通常人们把酶看作一种天然产物, 认为酶本身及其作用产物具有良好的可生物降解性, 从而认为以酶反应为基础的制革工艺是环境友好的, 但事实上很少有文献报道酶处理后废液的实际生物降解特性。本文以制革准备工段的酶助浸水、脱毛废液为对象, 研究其可生物降解性, 以便基于废水的实际处理难易程度, 更全面、更科学地认识制革生产中, 酶处理工艺的环境友好性。
1 试验部分
1.1 基本方法
试验中所使用的废液分别来自传统的浸水、脱毛工艺和酶助浸水、脱毛工艺。制革工艺和废液的收集及分析测试方法如本研究的第一部分所述 (见《中国皮革》技术刊第7期, 下同) 。
1.2 生物降解试验
活性污泥取自制革厂的废水生化处理池。取回的活性污泥静置1h后, 倒去上清液, 剩下的污泥 (SS: 2.6 g/L, pH 值8.2) 按1︰1体积比加入自来水, 连续搅拌曝气8 h以上, 待用。废液生物降解过程中, 采用BOD测定仪 (HI99724A-6, 意大利) 监测其生化耗氧量的变化。取20 mL已充分曝气的活性污泥于BOD测量瓶中, 瓶中预先加入规定体积的测定废液。为防止生物降解过程中发生硝化反应, 在瓶内加入了硝化抑制剂。试验中所采用的BOD测定仪是一个基于压力变化的测定系统, 因此在瓶口橡胶盖上滴加3～4滴45%的氢氧化钾溶液, 以消除瓶内因CO2所产生的压力变化。将BOD瓶置于测量架上, 电磁搅拌, 于恒温 (20℃) 培养箱中培养。
以蒸馏水代替废液样品与活性污泥混合, 作为空白试验以测定活性污泥的内源呼吸。在废液的自发生物降解试验中, 不接种活性污泥, 废液自身作为微生物源。所有废液在生物降解试验前, 其pH值都调至中性。试验中某时刻废液的生物降解率定义为:该时刻废液降解所产生的生化耗氧量与降解前废液化学需氧量的比值, 即BODt/COD值。
2 结果和讨论
2.1 传统和酶助浸水脱毛废液特性
用于生物降解研究的废液其特性如表1所示, 其中ESUs和CSUs分别是酶助浸水脱毛废液 (ESU) 和传统浸水脱毛废液 (CSU) 沉淀处理18 h后的上清液样品, 废液的收集和沉淀处理方法如本研究第一部分所述。试验中研究了ESUs和CSUs废液的生物降解特性, 其目的是认识沉淀处理对浸水脱毛废液可生物降解性的影响。
废水的BOD5/COD值通常被用作评价其可生物降解性的依据, 如果BOD5/COD>30%, 便认为该废水是可生物降解的, 比值越高其可生化性就越好。基于此, 可以认为酶助浸水脱毛废液比传统浸水脱毛废液更易于生化处理, 其BOD5/COD值分别为44.1%和39.8%。沉淀处理后, ESU和CSU废液组成发生了变化, 前者BOD5/COD值降至39.8%, 而CSU废液上升至47.8%, 可以认为沉淀处理降低了ESU废液的生物降解性能, 而CSU废液的可生化性却得以改善。以BOD5/COD值判断废水的可生物降解性, 方法简单易行。但事实上, 该方法具有一定的局限性, 它不能反映废水的长期生物降解过程, 也不能表征废水的实际生化处理特性, 甚至有时废水的BOD5/COD值与其可生化性两者并非一致[2]。因此, 本文将进一步研究ESU和CSU废液的实际生化处理特性, 以及沉淀处理对废液可生化性的影响。
*: ESUs和CSUs分别为ESU和CSU废液沉淀18 h后的上清液样品, 表2同。
2.2 活性污泥特性
刚取回的活性污泥需经过充分曝气后, 才可用于内源呼吸线和生化呼吸线的测定。图1是经8 h曝气后活性污泥的内源呼吸情况。可以看出:在前期培养中, 活性污泥的呼吸情况不稳定 (图1A) , 耗氧量波动很大。但培养20 h后其呼吸渐趋稳定, 呈现出较好的线性规律 (图1B) 。所以在生化降解试验中, 以培养20 h后活性污泥的稳定呼吸作为其内源呼吸, 用于CSU和ESU废液生物降解耗氧量和生化呼吸线的测定。
(活性污泥处理过程; ESUs和CSUs分别为ESU和CSU废液沉淀18 h后的上清液样品)
2.3 浸水脱毛废液的生物降解特性
浸水脱毛废液的活性污泥处理过程如图2所示。活性污泥作用5d后, 酶助浸水脱毛废液ESU的降解率为44.1%, 20d后达61.6%。CSU废液的生物降解过程总体上与ESU废液相类似, 但显示了相对较低的生物降解率。活性污泥作用5d和20d后, CSU废液的降解率为分别为39.8%和53.9%。传统的化学脱毛工艺使用了较多的硫化物, 导致CSU废液中含有较高浓度的硫残留, 它一定程度地抑制了活性污泥的呼吸作用, 这可能是CSU废液可生化性相对较差的主要原因。
活性污泥处理初期, 无论是ESU或CSU废液, 其沉淀前后的降解情况基本一致。之后, ESUs的降解率明显低于ESU废液, 这是由于部分有机物经沉淀去除, 降解后期ESUs中残留的可降解物质浓度迅速降低所致。20d后ESUs废液降解率为49.3%。CSUs废液中由于沉淀处理使得硫化物有效去除, 其可生物降解性得以改善, 5d后其降解率上升至47.8%。但由于有机物在活性污泥处理前期迅速降解消耗, CSUs废液后期降解率上升缓慢, 20d后达51.7%。
由于浸水脱毛废液自身受到污染而带菌, 所以试验中既研究了活性污泥对它们的降解情况, 也研究了其自发的生物降解过程, 前者反映废液在污水处理厂的生化处理性能, 而后者可以反映废液如直接排放可能对环境造成的影响。如表2所示, 废液在自发降解中都具有一个降解滞后期, 而活性污泥处理过程没有这个阶段。其原因可能是由于试验废液中自带微生物数量较少, 而一定数量的微生物是满足废液迅速生物降解所必需的。自发降解20d后, ESU和ESUs废液的降解率分别为58.5%和47.3%, 接近它们在活性污泥作用下所达到的降解率, 这一定程度地反映了酶助浸水脱毛废液良好的可生物降解性。CSU废液自发降解过程缓慢, 降解滞后期长, 5d后其降解率仍为4%, 20d后上升至37.7%。此外, 自发降解研究也表明, CSU废液沉淀处理后, 其可生物降解性得到了改善。
基于上述ESU和CSU废液的对比研究, 可以看出ESU废液具有更优的可生物降解性, 更易于活性污泥处理;即使不作任何处理直接排放, ESU废液对环境的影响将小于CSU废液。
2.4 废液生物降解模型及降解动力学特性
通过建立降解模型, 进一步研究了浸水脱毛废液的生物降解特性。文献表明, 废水中有机物在较低浓度下的生化耗氧量 (BOD) 随时间的变化接近单分子反应历程, 具有一级反应动力学特性, 即符合一级反应动力学模型[3,4]。基于此, 假定废水完全生化耗氧量为L0, 则t时刻废水呼吸速率与残留的生化耗氧量Lt成正比, 有:
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可知 Lt=L0exp[-k (t-t0) ]
从而 yt=L0-L0exp[-k (t-t0) ]
其中:t: 废水生化作用时间 (d) ;Lt: t时刻废水中残留生化耗氧量 (mg/L) ;yt: t时刻废水的生化耗氧量BODt (mg/L) ;L0: 废水的完全生化耗氧量 (mg/L) ;k: 废水的特征耗氧速率常数 (1/d) ;t0: 废水生物降解滞后期 (d) 。可以看出该模型包括3个动力学参数, 分别反映废液不同的生物降解特性。其中完全生化耗氧量与废液初始化学需氧量的比值 (L0/COD) 可以直接反映该废液的可生化程度, 特征耗氧速率常数 (k) 体现废液降解速度, 而降解滞后期 (t0) 可以反映活性污泥对废液的适应特性, 即废液对活性污泥的毒性。通过对浸水脱毛废液降解动力学研究, 可以更全面、更科学地分析其生化处理特性。
在制革厂, 浸水脱毛废液往往与其它工序所产生的较清洁的废液 (如水洗操作废液) 合并后, 用于后期的生化处理。为了模拟这种状态以达到与实际一致, 以及使得降解过程更接近单分子反应历程[4,5], 试验中将废液稀释 (1︰9, 体积比) 后进行生化处理。酶助浸水脱毛废液的呼吸线及降解过程如图3所示, 可以看出:ESU和ESUs废液降解迅速, 前者显示了更高的生物降解率。化学浸水脱毛废液的呼吸线和降解过程与图3类似 (图略) 。基于前述降解模型, ESU和CSU废液的降解动力学研究结果如表3所示。稀释处理后, ESU和CSU废液的COD分别为434和660 mg/L, 其降解滞后期分别为1.4 h 和3.05 h, 特征耗氧速率常数分别为0.984 d-1和0.768 d-1, 而可生化降解程度分别为65.5%和58.2%。显然, 酶助浸水脱毛废液具有较化学浸水脱毛废液更好的可生物降解性。如表3所示, 沉淀处理后, ESU废液由于大量有机物的去除, 活性污泥生长减缓, 其降解滞后期有所延长, 而CSU废液由于硫化物沉淀去除, 降低了对活性污泥的抑制, 因此其降解滞后期得以缩短。但沉淀处理后, ESU和CSU废液中由于可降解物质的沉淀去除, 其可生化降解程度 (L0/COD) 都一定程度地降低了。
(A:ESU; B:ESUs; ESU和ESUs按1︰9 (体积比) 稀释后进行生化处理; ○:耗氧量 ●:降解率)
*: ESUs和CSUs分别为ESU和CSU废液沉淀18 h后的上清液样品, 废液都按1︰9 (体积比) 稀释后进行生化降解。
动力学研究结果表明:生物降解过程中, 活性污泥更易于适应酶助浸水脱毛废液, 同时废液表现出更高的耗氧速率和可生化降解程度。也就是说, 在污水处理厂或制革企业, ESU废液比CSU废液更易于生化处理。基于前述总体研究结果, 可以认为在制革准备工段采用酶处理工艺, 比传统的化学浸水、脱毛工艺具有更好的环境友好性。
3 结 论
通过本文研究, 可以得出以下主要结论:
1) ESU和CSU废液在活性污泥作用下降解迅速, 5d后其降解率分别为44.1%和39.8%。此外, 2种废液的降解可自行发生, 20 d内其降解率可分别达58.5%和37.7%。
2) 基于活性污泥的耗氧过程, 建立了废液生物降解的一阶动力学模型yt=L0-L0exp[-k (t-t0) ], 该模型能有效反映浸水脱毛废液的生物降解特性。
3) 基于动力学分析, ESU废液显示了较CSU废液更优的生化处理特性。ESU废液具有较短的污泥适应期及较高的耗氧速率常数和可生化降解程度。ESU废液中65.5%的COD可以通过生物降解得以去除, 而CSU废液的可生物降解率为58.2%。
4) ESU废液良好的易沉淀性 (见本研究第一部分) 和可生物降解性, 说明在制革准备工段采用酶处理工艺, 较传统的化学浸水、脱毛工艺更有利于环境保护。
参考文献
[1]Saravanabhavan S, Thanikaivelan P, Rao J R, et al.Natural leathers from natural materials:progressing toward a new are-na in leather processing[J].Environ-mental Science and Technology, 2004 (38) :871-879
[2]郭文成, 吴群河.BOD5/CODcr值评价污废水可生化性的可行性分析[J].环境科学与技术, 1998, 82:39-41
[3]程香菊, 罗磷, 赵文谦.应用线性和非线性法求解有机物生物降解动力学参数[J].上海环境化学, 2002, 21 (10) :617-620
[4]Mao HZ, Smith D W.Mechanistic mod-el for assessing biodegradability of com-plex wastewaters[J].Water Research, 1995 (29) :1957-1975
生物降解性 篇9
关键词：微氧水解酸化,难生物降解废水,生物降解性能
难生物降解废水的处理一直是污水处理中的难点。废水中的可生物降解物质是废水生物处理的物质基础, 因而实现难生物降解物质向可生物降解物质的转化就成为难生物降解废水生物处理的关键性步骤。水解酸化是污水厌氧消化的第一阶段, 由兼性水解酸化菌完成, 其生理生态及代谢特性完全不同于严格厌氧菌, 且具有繁殖能力强、代谢速率快, 对外界环境适应能力强的特点, 能在较短的HRT, 较宽的pH范围和较低的温度条件下, 有效的转化和降解某些毒性物质和难生物降解物质, 能够实现芳香烃及杂环化合物的开环裂解等[1], 从而将废水中的悬浮性固体物质转化为溶解性物质, 将难降解和具有生物毒性抑制性作用的大分子物质转变成易于生物降解的小分子物质, 改善废水的生物降解性能, 成为其他生物处理工艺的有效预处理阶段。本研究采用制药废水进行试验, 探究了微氧水解酸化工艺对难生物降解废水生物降解性能的改善作用及其系统运行效果, 并考查了其对环境条件的改善。
一、 试验装置与方法
1.试验装置。
试验装置如图1所示。试验采用底部产生较大气泡的穿孔曝气方式, 孔径为Φ3mm。采用平流式堰流出水, 不设甲烷集气装置。
2.试验水质。
本试验采用中、高两种浓度的制药废水进行研究, 该废水具有残留有机物质的毒害抑制性作用强、难生物降解物质品种多的特点。
由表1可见, 本试验采用的废水水质波动性较大, 硫酸盐含量较高, 悬浮物含量较多, 且VSS/SS值较高, 抑制性有机溶媒COD含量较大, 导致高、中浓度试验废水的BOD5/COD值分别在0.35和0.40左右。试验测定出的废水BOD5/COD值并不低的结果, 主要是由于测定时废水的大倍数稀释而产生的其生物毒性抑制性作用明显降低而带来的误差结果, 实际上废水的生物降解性能更差。
3.试验方法。
试验采用实际生产排放的废水, 现场进行试验。采用对比试验的方式, 分别研究厌氧与微氧条件下的水解酸化效果。
二、 试验结果与分析
1.废水生物降解性能改善。
废水的生物降解性能是决定废水处理系统运行效果及处理水质好坏的关键因素。表1的试验废水水质表明, 其可生化性并不好, 因此, 此类废水生物降解性能的改善有良好的物质基础并有较大的提升空间。水解酸化工艺将大分子难生物降解物质开环裂解生成的小分子VFA是其生物降解性能改善的物质基础。图2、3所示分别为HRT12h条件下, 微氧水解酸化工艺对中、高浓度废水生物降解性能的改善情况。
试验结果表明, 经微氧水解酸化后, 两系统废水生物降解性能均得到了较大改善, 中浓度废水BOD5/COD提高了20%左右, 高浓度废水BOD5/COD提高了16%左右, 而在同等条件下, 厌氧水解酸化生物降解性能提高的效果相对要低10%左右。此外, 从图中还可看出, 经微氧水解酸化工艺后, 废水生物降解性能的改善情况与进水生物降解性能相关性较大, 即进水生物降解性能越好, 经水解酸化后其BOD5/COD提升越多。中浓度废水生物降解性能的改善情况要好于高浓度废水也说明了这一点。这主要归因于进水中残留物质的生物毒性抑制性作用, 同时也显示了系统较好的毒性和负荷缓冲性能。废水经水解酸化后BOD5未降反升的现象, 充分表明了微氧水解酸化系统功能的发挥, 废水中悬浮态大颗粒难降解物质得到了降解, 生物毒性得到了降低或消除, 废水生物降解性能得到了改善。对比研究还表明, 微氧环境提高了兼性水解酸化菌的生理代谢功能, 穿孔曝气改善了水力条件, 增加了系统内微生物与有机基质间的接触机会, 强化了水解污泥与有机底物之间的传质作用, 提高了系统酸化效率。
2.COD去除效果。
水解酸化工艺重点在于污染物质化学结构和性质上的改变, 而不在于其量的去除[1,3,4], 尤其当进水COD浓度较低时, 往往出现COD负去除率的情况, 这主要是由截留在污泥床中的VSS被酸化生成VFA而释放到出水中引起的。大多数产酸菌为亲水性 (高表面能, 接触角大于45°) [5], 对溶解性及胶体性有机物具有较好的吸附去除效果。COD的去除主要是依靠污泥层的截留作用和大颗粒有机物质的沉淀作用而完成的, 去除的主要是悬浮性和污泥吸附的胶体性COD, 而HRT对COD的去除率影响不大。试验结果表明, 中浓度废水COD去除率为15%～20%, 而高浓度废水COD去除率仅达到10%～15%, 而在同等条件下, 厌氧水解酸化COD的去除率普遍要高5%左右, 这主要是由厌氧水解酸化系统良好的沉降环境产生的, 微氧水解酸化系统出水携带SS较高是导致其出水COD较高的主要原因。
3.抗冲击负荷性能。
进水量和进水浓度的突然增大所产生的容积冲击负荷也可使水解酸化效果明显降低。然而在恢复正常进水后, 微氧水解酸化系统比厌氧水解酸化系统能更快地恢复到原来的处理效果。反应器中大量兼性水解酸化菌的存在是工艺稳定高效运行的生物学基础。在进水水质波动较大的情况下, 出水水质相对稳定, 表现出较好的抗冲击负荷能力和系统稳定性。
4.HRT对水解酸化效果的影响。
试验结果表明, HRT对微氧水解酸化效果影响较大。当HRT从24h逐渐缩短至12h时, 水解酸化效果有小幅降低, 而当HRT继续降低至8h时, 水解酸化污泥絮体颗粒变小, 沉降性能变差, 系统出水出现明显浑浊, 废水BOD5/COD提高幅度减小, 水解酸化效果明显降低。因此, 综合考虑水解酸化效果、能耗和工程应用可行性, 对于该试验废水, 采用HRT为12h是适宜的。
5.对环境条件的改善。
废水厌氧生物处理过程中产生的H2S、吲哚、粪臭素和硫醇等恶臭类副产物对周围环境影响较大[6]。这些物质主要产生于厌氧消化的产氢产乙酸阶段, 而水解酸化工艺将生化反应进程严格控制在水解酸化阶段, 从而可以较好地避免恶臭类物质的产生。微氧水解酸化工艺中微氧环境的引入对于生成恶臭类副产物的严格厌氧菌有较强的生物毒性抑制性作用, 极大地降低了该类物质的产生, 较好地改善了周围环境。
三、 结论
通过以上的研究分析, 可以得出以下结论:
(1) 微氧水解酸化工艺对难生物降解废水生物降解性能有较好的改善作用。试验废水BOD5/COD提高了16%～20%, 为后续生物处理提供了良好的基质准备。
(2) 微氧水解酸化工艺重点在于污染物质化学结构和性质上的改变, 而不在于其量的去除。
(3) 反应器内大量兼性水解酸化菌的存在是微氧水解酸化工艺稳定高效运行的生物学基础。
(4) 微氧水解酸化工艺能够较好地抑制恶臭类厌氧副产物的产生, 极大地改善了周围环境。
参考文献
[1]钱易, 汤鸿霄, 文湘华.水体颗粒物和难降解有机物的特性与控制技术原理-难降解有机物 (下卷) [M].北京:中国环境科学出版社, 2000
[2]水和废水监测分析方法 (第四版) [M].北京:中国环境科学出版社, 2002
[3]Tarek A.El mitwalli, et, al.Low temperature treatment of domestic sewage in upflow anaerobic sludge blanket and anaerobic hybrid reactors[J].Wat.Sci.Tech.1999, 39 (5) :177-185
农药光生物降解与生物修复探析 篇10
随着农业病虫害的增多, 农药的使用量也与日剧增。我国20世纪末农药的投放量如表1所示[1]。与化肥相比, 农药具有毒性大、不易降解的特性, 对水环境和生态系统影响更为恶劣, 客观上造成我国水域环境及生态环境污染的日趋严峻。
2 光生物降解农药
2.1 光降解土壤中农药
2.1.1 有机氯类农药。
太阳光曝晒可增强土壤中有机氯类农药的降解:DDT可转化为DDE。γ-BHC的光解符合一级动力学方程, 其降解常数随土壤有机质含量增加而降低;当有机碳含量不变时, 光解常数随铁含量增加而提高, 低有机碳含量土壤中, Fe2O3对γ-BHC有明显的催化作用。
2.1.2 有机磷类农药。
研究表明, 土壤黏粒含量和土壤湿度是影响有机磷类农药光解的主要因素。光解速率随黏粒含量减少而增大;土壤湿度对光解速率影响随农药品种和土壤类型不同差异较大, 湿土壤明显有利于氟乐灵的光解。土壤的有机质含量对光解速率影响不明显。
2.1.3 有机氮类农药。
阿特拉津除草剂在粒度较小的土壤中光解速率较大, 光解深度也较大;阿特拉津的光解速率在湿土壤中大于在干土壤中;土壤的pH值对其光解速率也有影响, 即酸性和碱性土壤均可促进阿特拉津的光解, 在中性左右的土壤中, 它的光解速率会有一个最小值。另外, 土壤中腐殖酸和表面活性剂的存在均会增加阿特拉津的光解速率。
2.1.4 菊酯类农药。
光分解对拟除虫菊酯类农药在表土中的消解起了重要作用。在田间条件下它们能被阳光迅速降解, 因此它们几乎不存在从土壤迁移转化。氯氰菊酯等3种农药在0.5～1.0 mm粒径范围的土壤中光解速率最大, 在0.10～0.25 mm粒径范围内光解速率最小, 说明其合适的通气孔隙有利于农药在土壤中光解。
2.2 微生物降解土壤中农药
现代农业应用的农药是根治病、虫害的最有效的方法之一, 但农药能长时间地残留在环境中, 并随食物链移动, 产生生态毒害作用。土壤是农药在环境中的贮藏库和集散地。农药进入土壤后, 可以被淋溶、蒸发、吸附和降解。土壤中农药的生物降解是农药转化和解毒的主要途径。
农药的生物降解受土壤温度、含水量、pH值、有机质等多种因素的影响。有的农药既可在厌氧条件下降解, 又可在好氧条件下降解;有些农药则仅能在其中之一条件下进行降解。
现已明确参与农药降解与代谢的微生物有:一是细菌类。如极毛杆菌、黄杆菌、农杆菌、棒状杆菌、芽孢杆菌、芽孢梭菌。二是真菌类。如交链孢、曲霉、芽枝霉、镰刀霉、小从壳属、青霉属。三是放线菌类。如小单孢属、诺卡氏菌和链霉属。
土壤中的农药微生物代谢不同于矿化作用, 也不同于动物代谢。微生物对农药的代谢除使农药被氧化或还原而降解外, 它们还将农药作为营养或获得能源的物质。如在厌氧条件下很容易分解γ-BHC和α-BHC的契形梭菌, 能将BHC的这2种异构体分解为γ-4氯环乙烯和α-4氯环乙烯而获得本身生长所需能源。但不论是细菌、真菌还是放线菌, 其主要代谢反应或途径都是大致相同的, 即为β-氧化作用、乙醚裂解作用、环氧化作用和脱卤素作用等。此外, 只有微生物才能裂解芳香环类农药。
2.2.1 有机氯农药。
有机氯农药在土壤中较难降解, 但还是可以缓慢降解的。这类农药虽然在厌氧和好氧条件下均能进行微生物降解, 但在厌氧条件下降解速度更快。例如:DDT在厌氧条件下, 微生物能使之脱氯变为DDD, 或是脱氢脱氯变为DDE。DDD和DDE都可以进一步氧化为DDA。DDD、DDE的毒性虽比DDT低得多, 但仍有慢性毒性。DDT在好氧条件下分解很慢。
与DDT相比, BHC (丙体666) 比较容易降解。如前述, 厌氧条件下, 微生物很容易分解γ-BHC和α-BHC, 使之成为本身的能源。胡荣桂[2]研究表明, 稻田在淹水条件下, 84 d后土壤中微生物对γ-BHC可降解98.4%, 不淹水的稻田中微生物对γ-BHC只能降解34.5%。因此, 有人提出, 以加水的方法来促进微生物对旱地BHC的降解。
其他的有机氯农药, 如艾氏剂、异艾氏剂、狄氏剂、异狄氏剂、氯丹等是环境中最稳定的农药, 因此其降解的速度非常缓慢。
2.2.2 有机磷农药。
有机磷农药在土壤中很易降解, 既能直接水解和氧化, 也能被微生物分解, 其降解速度随土壤温度、湿度和酸碱度增高而加快。如马拉硫磷可以水解, 也可在绿色木霉和极毛杆菌属作用下分解, 反应产物可彻底降解为磷酸盐、硫酸盐和碳酸盐等。
其他的有机磷农药, 如对硫磷、甲基对硫磷和乙基对硫磷, 能被枯草杆菌降解, 所含的硝基被还原为氨基。有些微生物能使对硫磷水解为P-硝基酚, 将其中的毒害成分降解为无毒物质。
2.2.3 菊酯类农药。
拟除虫菊酯类杀虫剂是一类结构类似天然除虫菊的人工合成农药。这类农药急性、慢性的毒性都低, 降解慢, 除了氰戊菊酯等个别品种外, 对人畜和环境较安全。
菊酯类农药在土壤表层, 能被阳光迅速降解, 在土层1 cm以下主要为生物降解。表2列出了3种菊酯类农药在不同土壤中降解的半衰期[3]。
2.3 光生物降解植物中农药
水系中在阳光辐射下藻类可引发产生H2O2、′O2、O2-等活性氧物质, 经过光化学反应又可生成氢氧自由基OH和RO2、R等有机自由基。这些活性物质, 对农药具有强烈地氧化、分解作用, 最终可将有机污染物分解为二氧化碳和水。
处于这种水系的待降解农作物, 通过吸附作用、生物富集作用、自身的呼吸作用等, 将上述活性自由基物质吸收于植物体内, 这些活性物质则可将植物体中的农药残留逐渐氧化、分解。例如, 对BHC农药, 则可使其产生脱氯反应, 而逐渐降解, 其降解产物在植物舒张收缩中随细胞放水排出体外。
在阳光下, 藻类产生一种过氧化氢酶, 这种氧化酶对苯胺类化学物质氧化速度很快;在阳光下, 藻类释放出一些光敏剂, 它可以敏化水系中各种反应, 加速对有毒污染物的降解。
在藻类存在的水系中, 藻引起的光强度减弱作用很小, 不会对光化学降解产生明显影响。
光生物降解技术, 可以移植到人工光生化反应器中进行, 其工作原理如图1所示。此时的光源将采用人造光源, 人造光源的光强在局部范围内可以比辐射于此的太阳光大许多。
3 生物修复
3.1 农田土壤的生物修复
农田污染是我国农业发展所面临的严峻问题, 据不完全统计, 全国受污染的耕地占其总面积的1/10以上, 不仅污染面积大, 而且每年由于土壤污染造成的粮食减产损失巨大, 达250万t[4]。
土壤污染一方面是由于自然现象如洪涝、火山爆发和矿化作用等因素造成;另一方面是由一系列的人类活动造成的, 如工业活动、石油开发、化肥农药的过度施用等, 导致土壤结构被破坏, 大量有害物质积累和残留。土壤的污染, 使得有毒及致癌物质在动植物体内富集, 通过食物链危害各类生物以至于人类。
3.1.1 农田生物修复机理。
生物修复技术是利用微生物及其他生物将存在于土壤中的有毒、有害有机污染物降解成二氧化碳和水或其他无害物质的技术和方法。与物理、化学修复技术相比, 生物修复技术具有安全、破坏性小、效果好、操作简单及无二次污染等优点。根据微生物的来源, 可将微生物修复分为自然衰减法、生物刺激修复技术和生物强化修复技术, 其中生物强化修复技术具有菌浓度高、降解能力强、降解迅速等特点, 在污染土壤修复中应用日益广泛。
3.1.2 生物强化修复土壤程序。
生物强化修复农田土壤, 工作程序如图2所示。
(1) 考察菌群。考察生物修复过程中污染物以及外源微生物对土壤微生态的影响:一方面, 有助于获得更加有效、对环境适应能力更强的污染物降解菌;另一方面, 是提高生物强化修复技术实际成功率的基础。
(2) 菌群筛选。将具有污染物降解能力的微生物分离出来是生物强化修复技术成功的基础。例如, 从微生物的微生态效应出发, 利用真菌和细菌的生长条件及降解石油方面的互补性, 构建了由细菌和真菌组成的混合菌剂, 接种这类混合菌对石油烃的降解率高于细菌和真菌分别降解率之和。
(3) 菌群固定化。利用微生物固定化技术, 可以将微生物接种入土壤中, 是一种保证外源微生物在陌生环境中生长并不断积累生物活性的有效途径。一方面载体 (土壤) 可以为微生物的生长提供附着的表面, 其载体的内部孔道可为各种微生物提供良好的保护性环境;另一方面载体内包埋的营养物质可有效促进微生物的生长。微生物固定化技术已经成功地应用于石油烃、苯酚、氯代苯酚等有机污染物的生物降解。
(4) 引入共底物。一些难降解的有机污染物在自然条件下不能被微生物所利用 (降解) , 而在可供微生物所利用的优质碳源存在时, 微生物可通过共代谢过程降解污染物。例如, 在邻苯二甲酸、二甲酯的生物降解过程中加入无机碳源, 不仅能促进微生物的生长, 而且对污染物的微生物降解也有明显的促进作用, 不失为提高生物强化修复效率的一条有效途径。
(5) 修复技术的联用。对某地区的土壤进行某一种单一的生物修复时, 有时会难以达到预期效果, 因此应当考虑合理地使用多种修复技术的联用。例如, 石油污染的土壤往往伴随着严重的盐污染。高浓度盐离子的存在会抑制微生物对石油污染的生物降解。如果将秸秆填埋发酵技术与生物强化修复技术结合起来会达到土壤修复目的。此时, 利用秸秆及其转化产物促进土壤中微生物的生长, 强化了石油烃的生物降解。
另外, 将土壤生物修复过程与适宜的作物种植相结合, 不仅可以提高生物修复的效率, 还可以获得一定的经济效益。
3.1.3 土壤生物修复实例。
土壤污染生物修复的实际应用, 许多发达国家均有成功案例。据Susan报道, 具有代表性的案例[5]如表3所示。
3.2 湖泊的生物修复
湖泊污染修复的关键是解决湖泊的富营养化问题。湖泊水体的富营养化实质是活性氮、磷元素不断从污染源进入水体而造成的污染。污染源主要是农业生产过程中 (化肥、农药等) 富含氮、磷的农田排水及人类生活污水和工业废水。此外, 还有湖底淤泥中沉积的有害物质, 其氮、磷的不断释放。
如何治理湖泊富营养化、恢复湖泊水体的功能是整个世界需要解决的难题。在过去几十年中, 世界各国科学家已经探索尝试了包括物理、化学、生物三大类几十种方法, 或工程费用昂贵, 或二次污染严重, 或治理速度太慢, 其效果都不尽人意。目前, 可供选择地生物修复湖泊技术有以下几种。
3.2.1 李召虎的“源、流、库”学说及其一体化治理技术。
李召虎根据其在美国参与美国公司湖泊富营养化治理的技术与经验, 导入植物生理学, 提出了“源、流、库”学说, 开发了适合我国特点的《湖泊富营养化 (源—流—库) 一体化治理技术》[6]。该技术采用生物学手段, 对源—湖泊上游源头排放的污染物、流—源头至湖泊水流中的污染物、库—进入湖泊水体的污染物, 进行一体化治理。通过发挥嗜养微生物对污染物的转化 (惰性化) 和清除养分的功能, 健全湖泊生态系统食物链, 彻底根除湖泊富营养化, 修复湖泊生态系统, 恢复水体自净功能。
李召虎利用微生物组合与其他天然生物产品对富营养水体中的有机物进行分解, 在分解的基础上将活性氮、磷物质转化为惰性物质。应用该项一体化治理技术, 已成功治理了富营养化湖泊水体1亿m3, 治理的湖泊面积从0.3 km2到数十平方千米。
3.2.2 EM法投放有效微生物。
李雪梅等在华南植物园往重度富营养化的人工湖投加多糖EM菌剂进行试验[7]。在1 000 m2的湖中投放60个固定了高浓度EM的泥球, 75 d后湖水的变化如表4所示。
湖水透明度的提高, 原因在于EM抑制了水体藻类的生长, 从水体叶绿素看, 投菌30 d, 表面就从3 780 mg/m3降到130 mg/m3, 下降了96.6%。从此案例看, EM治理湖泊富营养化是有效的。
3.2.3 Clear-FLO系列菌剂。
该菌剂是由美国一家公司研究开发的系列产品[7], 专门用于湖泊和池塘的生物清淤、养殖水体净化、河流修复及污泥去除等[8,9]。采用此菌种修复湖泊、河流亦有不少成功案例 (表5) 。
摘要：农药的大量使用, 增加了环境中的有毒元素, 是造成土壤环境污染的重要原因, 它能通过食物链的作用, 直接或间接地危害人类的生命和健康。采用光生物降解的方法, 可降解不同形态的中的农药含量, 与此同时, 采用生物修复的方法也可减少土壤的农药污染, 增加土壤有机肥的含量, 以便更好地保护土壤。
关键词：农药,光生物,降解,生物修复
参考文献
[1]王建华, 范瑜.遥感技术在宏观生态环境监测中的应用[J].江苏环境科技, 2002, 15 (1) :22-24.
[2]胡荣桂.农药污染与土壤微生物[J].环境污染与防治, 1993, 15 (3) :24-27.
[3]朱忠林, 单正军.溴氟菊酯的光解, 水解与土壤降解[J].农村生态环境, 1996, 12 (4) :5-7, 36.
[4]刘铮, 张坤, 花秀夫, 等.石油污染土壤的生物修复技术[J].生物产业技术, 2008 (4) :32-35.
[5]戴树桂, 董亮.表面活性剂对受污染环境修复作用研究进展[J].上海环境科学, 1999, 18 (9) :420-424.
[6]毛喜英.浅谈农药对环境的污染及生物整治措施[J].现代农业科学, 2009 (6) :132-133.
[7]顾宗濂.中国富营养化湖泊的生物修复[J].农村生态环境, 2002, 18 (1) :42-45.
[8]陈里晋, 丁学峰, 林可聪, 等.EM菌液处理富营养化水体的条件研究[J].湖南农业科学, 2012 (2) :62-67.
生物降解性 篇11
【关键词】共代谢；难降解污染物；关键酶；SBMR
共代谢作用是环境污染物降解的一种重要方式。据报道，环境中能够完全矿化污染物的降解菌占总降解菌的数量还不到 10%，大多数微生物是通过共代谢作用来降解污染物的。随着工农业的迅速发展，越来越多的有机物被合成，其中难降解有机物占了很大比例，因此难降解有机物的治理研究已引起国内外有关专家的高度重视，是目前水污染防治研究的热点与难点。
1.共代谢作用的机理和特点
共代谢现象最早由 Leadbetter 和 Foster 等[2]于1959 年报道，他们研究发现Pseudomonas methanica（甲烷假单胞菌）能够在外加甲烷情况下氧化乙烷、丙烷、丁烷，而乙烷、丙烷及丁烷三者均不能作为Pseudomonas methanica的唯一碳源支持其生长。对此现象 Leadbetter 和 Foster以共氧化（Co-oxidation）来描述，将其定义为在生长基质存在的情况下，微生物对非生长基质的氧化，其中甲烷为生长基质，乙烷、丙烷等为非生长基质。后来，Jensen扩展了其内涵，提出共代谢（Co-metabolism）的概念。他认为在生长基质存在的情况下，微生物对非生长基质的转化无论是氧化作用还是还原作用都是共代谢作用；当生长基质被完全消耗时，处于内源呼吸状态的休眠细胞对非生长基质的转化也是共代谢作用。现在，一般将其定义为只有在初级能源物质存在时才能进行的有机化合物的生物降解过程。初级能源物质或是由外界提供，或是微生物细胞内储存的。微生物对有机化合物的转化并不能为细胞提供碳源及能量，所需碳源及能量来源于对初级基质的代谢。
共代谢过程的主要特点可以概括为：（1）微生物首先利用易于摄取的生长基质作为一级基质，维持自身细胞的生长；（2）难降解性污染物作为二级基质被微生物降解；（3）一级基质和二级基质之间对发挥降解作用的关键酶存在竞争现象；（4）污染物共代谢的中间产物不能作为营养被同化成细胞质，有些会抑制关键酶的活性，甚至对微生物有毒害作用；（5）共代谢是需能反应，能量主要来自生长基质的产能代谢，当生长基质被完全消耗时，能量来源于细胞自身储存能量物质，如PHB。从共代谢过程的机理和特点可以看出，关键酶的诱导及其活性的维持、生长基质与目标污染物之间的竞争抑制、目标污染物及其中间降解产物对微生物的毒性作用将是影响共代谢过程的关键性因素。
2.微生物共代谢作用的应用与工艺研究
2.1共代谢作用的应用
通过共代谢作用来转化或降解烯烃、卤代炔烃、卤代脂肪烃等难降解物质已经得到了广泛的研究。李莹等人将共代谢应用于循环移动载体生物反应器（MBBR）处理格列奇特制药废水，结果投加葡萄糖所诱导产生的共代谢作用可显著改善格列奇特制药废水的好氧处理效果。上海金山联合环境工程公司与吉林大学地探学院合作完成的上海优西比特种化工有限公司是一项采用共代谢机理完成难生物降解化工污水处理的工程，至今已稳定运行了5年多。该实践工程生活污水的共代谢效率可使难生物降解工业污水的CODCr去除率提升21.5%。而葡萄糖的共代谢效率可使CODCr去除率提升38.5%，具有明显的降解效果。从该工程实践经验可见，共代谢机理不仅仅是停留在实验室研究，而是已进入工程的应用，是处理难降解有机污染物的有效且实用的方法。
2.2共代谢作用的工艺研究
很多研究发现，厌氧生物工艺可把氯代有机物脱氯生成无毒性化合物，如乙烯、CO2，但发现四氯乙烯（FCE）、三氯乙烯（TCE）在厌氧条件下仅仅是部分脱氯，很不彻底，导致二氯乙烯（DCE）、氯乙烯 （VC）的浓度增加。
好氧条件下，具有共代谢氯代化合物功能的微生物有很多种，研究中主要选用苯酚氧化菌群、甲烷营养菌群、丙烯氧化菌以及硝化细菌等，它们都具有很强的代谢能力以及对污染物的逆抗性。在诱导此类微生物生成关键酶进行催化分解污染物时，一般需要投加特异性的底物，例如苯酚、甲烷、丙烯、丙烷等。由于它们是气体，具有很低的水溶性，同时就苯酚而言，虽具有可降解性，但它是一种危险性物质，所以在污水处理项目中，选择诱导性的生长基质，一定要综合考虑。通常葡萄糖、乙醇、乙酸盐以及铵盐等易代谢的小分子化合物是考虑选择的诱导物质。
生物膜具有活性污泥系统所没有的独特生长环境。研究表明：当生物膜达到一定厚度时，生长基质的利用速率将明显低于活性污泥系统微生物对生长基质的利用速率，这样有利于延长生长基质对关键酶活性维持作用，同时还可以降低生长基质与目标污染物之间的竞争作用，提高膜反应器内关键酶降解目标污染物的效率；同时膜内低氧环境有利于微生物具有较高的内源呼吸率，这有助于促进细胞能源物质的形成；生物膜环境还有利于菌株之间发生遗传信息的交流，交配生成新代谢能力的变种，提高降解目标污染物的效率。
由于目标污染物利用活性污泥法或填充床式生物膜处理时，生长基质与污染物质同时存在会引起对关键酶的竞争作用，在运行管理上会出现很多问题。在实际运行时，通常控制水力停留时间。所以，一种新型复合式生物膜反应器，即在序批式活性污泥反应器中引入生物膜。国内的应用主要集中在工业废水的处理上，国外的研究主要集中在有毒、难降解有机物的处理上。序批式生物膜反应器（SBMR）可以完全把生物膜的营养代谢与共代谢分离，解决了生长基质与污染物之间的竞争作用，同时增加了运行反应器的灵活性，该工艺具有投资少和操作简单等特点。随着SBMR工艺优越性的日益绽现以及它在难降解有机物处理方面的推广，将产生良好的环境效益和社会效益，其应用前景也十分广阔。
3.共代谢的研究前景
现代社会的发展使各种合成有机污染物逐渐增多，环境污染日益加重，利用微生物的代谢净化环境已经成为一种趋势。难降解是相对的，改变环境状况，本来难降解的化合物就变得易降解了。所以，选择合适的生物降解环境、开发新的生物降解技术、培养和驯化适宜的生物种群和生物酶、分析化合物的降解途径和生物降解规律，是研究有机物生物降解的必然选择。
共代谢作为一种代谢机制广泛存在于共基质的生物降解过程中，深入研究共代谢不仅有助于我们更加准确地认识环境中存在共代谢情况下物质的生物降解，而且为我们寻求难降解有机物生物降解技术提供了新的思路。相关研究证明微生物共代谢在不同的工艺中已取得了良好的效果，随着现代生物技术的发展和基因工程菌的应用，将会给微生物的共代谢带来更大的突破。 [科]
【参考文献】
[1]孙雪景，王静，焦岩，等.微生物共代谢作用的研究与应用[J].农业与技术，2010，8（4）：57-60.
纺织材料生物降解标准探讨 篇12
关键词：生物降解,评价方法,纺织材料,标准
随着人口的增长和需求的提高,纺织品的消耗量迅速增加。大量的废旧纺织品却没有得到很好的处理和利用,既造成了资源的浪费,又污染了环境。而在纺织材料回收利用技术尚不成熟的今天,采用可生物降解的纺织材料从而把其对环境的污染降到最低已成为解决废弃纺织材料最有效的方法之一。
目前,可生物降解性研究大多集中于塑料材料,并且已经建立了比较完善的可生物降解性评价方法与标准体系,但对于纺织材料的可生物降解性评价,还缺乏系统的研究,且无相关标准。本文目的在于分析现有可生物降解性评价标准及评价方法的基础上,为建立和完善可降解纺织品的测试和评价标准提供参考,同时也可促进我国可降解纺织材料的生产和推广。
1 可生物降解性评价方法
20世纪90年代末,美国、日本等国开始研究不同环境下高分子材料的降解性能,美国材料与试验协会(ASTM)和国际标准化组织(ISO)颁布了一系列针对塑料材料可生物降解性的评价标准,我国也参考国际标准,发布了国家标准。
1.1 活性污泥法
活性污泥主要来源于废水,系用富含微生物的活性污泥进行可降解性试验的方法,由于活性污泥的生物活性高,通过控制试验条件,其结果重现性好,也能较好地反映材料在自然条件下的分解情况,是常用的评价高分子材料生物降解性的方法。
1.2 土壤分解法
土壤分解法包括自然土埋法和实验室土埋法。自然土埋法是将材料埋于自然环境的土壤中,由存在于自然界的微生物分解的试验方法。自然土埋法能很好的反映在自然条件下的分解情况,但试验结果会因土质、季节的不同而变化,重现性较差。实验室土埋法则克服了上述缺点,通过控制试验土壤规格以及培养条件,可使试验结果具有较好的重现性。
1.3 好氧堆肥法
堆肥是利用各种植物残体(秸秆、杂草、树叶、泥炭、垃圾以及其它废弃物等)为主要原料,混合人畜粪尿,经堆制、腐解而成的有机肥料,可直接将材料埋到堆肥培养土中进行微生物分解试验,堆肥法表征可生物降解性的指标与活性污泥法相同,通过测定材料好氧生物降解过程中产生的CO2的量,与材料中总有机碳在理论上可以产生的最大的CO2的量作比较,来评价材料的生物降解性。
1.4 特定微生物或酶作用法
利用特定的微生物或酶对材料进行微生物分解的加速试验,可采用的分析手段包括:残量测定法、显微镜观察法、物性测试、相对分子质量降低度测定、生成产物的定量测定等。该法降解速度快,适用于降解产物的测定和解释降解机理,但由于酶对温度、p H值等的变化很敏感,轻微的变化就足以使酶失去活性,因此该法对试验条件的控制要求很高,且试验结果不能反映材料在自然界的实际生物降解性。
1.5 厌氧试验
厌氧试验用来了解材料在厌氧微生物作用下的降解情况。根据材料产生的降解产生CO2和CH4,与材料中总有机碳比较,来评估材料的生物降解性。
2 生物降解评价方法比较
现有的生物降解评价方法各有优缺点,可以从模拟自然降解环境、试验周期、结果的重现性、准确性和试验过程易操作性等方面来比较各种生物降解评价方法的优缺点。
2.1 生物降解评价方法比较的依据
2.1.1 模拟自然降解环境
为了客观地反映材料在自然界生物降解的实际情况,试验评价方法应能较好模拟自然降解环境。
2.1.2 周期
自然条件下生物降解试验,虽能反映自然界中材料降解的实际情况,但试验周期较长,往往需要数月乃至数年;而实验室条件下的各种生物降解试验,是在受控的适宜条件下进行的,试验周期相对较短。
2.1.3 结果重现性
自然条件下生物降解试验因自然环境和条件的不同重现性较差;实验室条件下通过严格控制试验条件和接种物来源,可以使试验结果有较好的重复性。
2.1.4 准确性
生物降解试验要能定量测出材料在规定降解环境下生物降解的速度和程度。一般而言,实验室生物降解试验方法通过测定材料在好氧生物降解过程中的耗氧量或释放出的CO2量或厌氧生物产生CO2和CH4可较准确的反映材料生物降解的速度和程度。
2.1.5 易操作性
即该方法不需要使用特殊的仪器,操作简便,方法易行、安全快速。
2.2 生物降解评价方法比较的结果
各种生物降解评价方法的比较情况详见表1所示。
由表1可以看出,好氧堆肥法能较好地模拟自然降解环境,定量测定生物降解的速度和程度,从而反映材料在自然界中生物降解的实际情况,且此试验方法操作较简易,测试周期短,试验结果的重现性也很好,因此可在实际生产中广泛使用。
3 结语与展望
可降解纺织材料的应用前景十分广阔,通过分析比较现有的国内外生物降解标准方法,结合纺织材料特点,可逐步建立我国纺织材料可生物降解性的评价体系,对于生产企业对该类产品的质量控制,以及质检部门对该类产品进行检验监管都具有重要意义。
参考文献
[1]丁健,邹忆,蒋红,李戎.纺织材料可生物降解性评价方法[J].印染,2012(1):40-46.
[2]李宁,袁志磊,陆维民.可降解纺织材料及其降解性能测试[J].上海纺织科技,2013,41(3):1-4.
[3]ASTM D5271-02,Standard Test Method for Determining the Aerobic Biodegradation of Plastic Materials in an Activated-Sludge-WastewaterTreatment System[S].
[4]ASTM D5988-03,Standard Test Method for Determining Aerobic Biodegradation in Soil of Plastic Materials or Residual Plastic Materials after Composting[S].
[5]ASTM D5338-98(R2003),Standard Test Method for Determining Aerobic Biodegradation of Plastic Materials under Controlled Composting Conditions[S].
[6]ASTM D5247-92,Standard Test Method for Determining the Aerobic Biodegradability of Degradable Plastics by Specific Microorganisms[S].
[7]ASTM D5338-98(R2003),Standard Test Method for Determining Aerobic Biodegradation of Plastic Materials under Controlled Composting Conditions[S].
[8]ASTM D 5526-94,Standard Test Method for Determining Anaerobic Biodegradation of Plastic Materials Under Accelerated Landfill Conditions[S].
[9]ISO 14855:1999,Determination of the ultimate aerobic biodegradability and disintegration of plastic materials under controlled composting conditions——Method by analysis of evolved carbon dioxide[S].