生物降解技术（共12篇）
生物降解技术 篇1
5月6日, 在山东邹城郊区1000亩花生大田, 使用可完全生物降解聚羟基烷酸酯材料 (PHA) 的最后一垅地膜铺完。技术人员介绍, 由深圳市意可曼生物科技有限公司自主研发的这种新型薄膜, 在正常使用时不会分解, 而作物收割后也不必人工回收, 在土壤和堆肥条件下3～6个月内即可生物分解完全。
专家指出, 该项技术突破了PHA产业化中规模生产的高成本与产品性能单一的技术瓶颈, 实现了产品低成本、性能多样化、生产连续稳定性的目标。该PHA生产的发酵工艺达国际先进水平, 提取工艺达到国际领先水平。
以可再生的农业产品或农用废弃物为原材料, 生产可降解的聚合物产品, 已成为全球塑料行业的发展趋势。意可曼于2005年开始研究以农产品为原料生产PHA的技术, 并应用工业基因工程技术 (IGE) , 走出了一条独具特色的新工艺路线:直接在微生物体内合成生物高分子材料, 使PHA材料与聚丙烯类似, 具有生物兼容性、可降解性和压电性, 并有良好的使用性能和注塑、挤片、吹塑、拉丝、模压等加工性能。
据介绍, 应用该技术可制备出适合产业化的稳定、高效的菌株, 提高碳源的转化率, 并通过构造不同的基因组合, 控制不同的碳源比, 生产出具有不同性能的PHA共聚物, 从而解决了产品性能单一的问题。同时, 湿法一步提取法的应用, 大大降低了提取成本, 提高了产品纯度。使用共混改性技术, 提高了PHA的热稳定性和加工性能, 解决了PHA材料加工区间窄、热稳定性差等缺陷, 实现了PHA材料在多个领域的加工应用。
目前, 意可曼公司已在邹城市产业园建成年产5000吨的生产线, 成为我国首家实现PHA产业化的企业。该公司年产7.5万吨PHA项目也已在邹城市启动, 预计2013年建成投运, 到2015年将实现年产PHA粉料7.5万吨、改性颗粒30万吨, 年产值100亿元, 从而成为全球最大的PHA产业基地, 使我国PHA技术和产业化达到国际领先水平。
生物降解技术 篇2
利用从辽河油田分离出的石油烃降解菌,采用生物泥浆法,研究了土壤中石油烃污染物生物降解过程中营养物质供给的平衡关系及其影响降解的机理.试验结果表明:本试验条件下土壤中石油烃降解所需营养物质氮磷的配比为5.67∶1,这一比例与细胞中氮磷元素比例接近;对含油1.4%～1.5%的土壤,摇瓶试验处理16d后除油率可达30%以上.考察了(NH4)2SO4、NH4NO3、NaNO3、CO(NH2)2分别作为氮源的`影响,试验结果表明,4种氮源对石油烃的微生物降解均有明显的促进作用,而且无机氮源比有机氮源更好,硝酸盐形式的氮比铵态氮更有利,营养盐的作用主要是促进了微生物的生长繁殖,同时改变体系pH值,使之有利于降解过程.
作 者：何良菊 李培杰 魏德洲 王淀佐 作者单位：何良菊(清华大学,机械工程系,北京,100084;东北大学资源环境系,沈阳,110006)
李培杰(清华大学,机械工程系,北京,100084)
魏德洲(东北大学资源环境系,沈阳,110006)
王淀佐(中国工程院,北京,100038)
刊 名：环境科学 ISTIC PKU英文刊名：ENVIRONMENTAL SCIENCE 年，卷(期)： 25(1) 分类号：X131 X172 关键词：土壤 石油污染 生物降解 营养平衡
日本科学家发现可降解塑料微生物 篇3
大多数一次性水瓶使用的都是PET塑料，这种材料被视为是对环境危害最大的塑料之一。但研究人员近日找到了一种或许能够拯救我们地球的细菌。这种细菌可以在塑料上茁壮生长，然后使塑料分解。“从瓶子到衣服，消费者产品中塑料的大量使用，已经导致无数吨塑料流入了环境中。”这篇发表在《自然》（Science）杂志上的研究报告中写道，“这种名叫Ideonella sakaiensis的新物种能够使用两种酶将塑料水解，将其变为自己生长所需的物质。”
PET在其他产品中也有着广泛的应用，如涤纶衣服、冷冻食品塑料盒以及吸塑包装等。但这种材料从发明到现在只有70年，因此研究人员认为，这种细菌是逐渐演化出了分解塑料、以塑料为生的能力的。
日本京都工艺纤维大学（Koto Institute of Technology）的Kohei Oda和庆应义塾大学（Keio University）的Kenji Miyamoto是本次研究的带头人，他们对日本一家PET塑料瓶回收工厂的250份土壤、废水和沉淀物的样本进行了分析。
该研究团队就是在这里发现了这种细菌会黏附在塑料薄膜上的。根据发现它的城市，他们将这种细菌命名为Ideonella sakainesis。研究人员在对这种微生物进行观察之后发现，它使用了两种酶：一种酶负责将PET分解为一种名叫单体对苯一甲酸乙二醇酯（MHET）的中间体，另一种酶叫做MHETase，能够将MHET水解为单对苯二甲酸和乙二醇。
“在对环境中能接触到PET的自然微生物群落进行筛查之后，我们分离出了一种新发现的细菌，名叫Ideonella sakaiensis201-F6。它将PET作为其主要的碳和能量来源。”研究人员说道。这种细菌附着到PET表面之后，就会开始释放两种酶中的第一种，先将PET分解为一种中间体化学物质。第二种酶随后会将这种化学物质进一步分解，为细菌提供更多能量。
“在PET上生长时，这种细菌会制造出两种酶：一种用来将PET水解，另一种用来将反应中间物MHET水解。”
“只有这两种酶共同作用，才能将PET有效转化为对苯二甲酸和乙二醇这两种对环境友好的物质。”
研究人员相信，只要能将温度保持在86华氏度（30摄氏度），这种细菌便能在六周之内分解一片PET薄膜。但也有一些研究人员并不买这种细菌的账。虽然他们对此深受震动，但他们认为这种细菌的作用依然有限，“例如，我们目前还不清楚，它们能不能清除海洋中的细菌。”“我不知道这样做有什么好处，”正在马萨诸塞州伍兹霍尔海洋研究所研究海洋中塑料的特雷西·明瑟（Tracy Mincer）说道，“比起把塑料瓶放进回收箱、将它们融化后做成新的塑料瓶，我看不出用细菌降解塑料的优势在哪里。”
明瑟相信这些研究发现将帮助我们找到其他具有降解PET能力的细菌。“过程可能都大同小异，”他说道，“既然我们已经知道寻找的目标是什么了，也许我们很快就会在世界各地发现这些细菌的。”（新浪科技）
生物降解技术 篇4
应用秸秆生物降解技术效果显著, 具有“四个三”特点。
一、三提高
1. 提高地温
秸秆分解时产生热量, 在严寒冬季大棚内20厘米耕作层地温提高4~6℃, 棚温提高2~3℃。显著改善植物生长环境, 提高了作物抗御低温的能力, 有效地保护作物正常生长。
2. 提高二氧化碳浓度
提高棚内二氧化碳浓度4~6倍, 使作物的光合作用率提高60%以上。
3. 提高作物的抗逆性
一般生物降解菌种中都含有多种菌系, 具有专门抑制土传病害的高效菌株, 从而减少病虫害, 大大降解农药的使用量。
二、三节约
1. 节约水
秸秆吸水性强, 渗水量减少, 可节约20%。
2. 节约肥
肥流失少, 秸秆转化为有机质, 改善土壤团粒结构, 增加土壤肥力, 可节省肥料30%。
3. 节约药
温度条件好, 植株生长健壮, 抗病性强, 病害轻, 可节约用药25%以上。
三、三改善
1. 改善农作物品质
使用后农产品味道浓郁, 口感好, 果型正, 光泽度好, 产品质量明显提高。
2. 改善土壤
土壤盐渍化得到改善, 20厘米耕作层土壤孔隙度提高1倍以上, 土壤结构通透性变好。为根系创造了优良的环境。
3. 改善环境
一亩地需消耗四亩地的秸秆量, 有效改善环境污染。
四、三增加
1. 增加产量
农作物产品可提前上市10~15天, 延长采收期15~20天。
2. 增加产值
每亩地可增加产值30%以上。
3. 增加收入
三维电极处理生物难降解有机废水 篇5
介绍了三维电极电化学水处理技术的分类及其特点,着重阐述了国内外的实验研究与应用现状,及三维电极与化学催化、光催化、生物催化、超声波、絮凝和吸附法等的优化组合技术.该领域研究的主攻目标仍然是如何提高电极材料的.催化性能,提高电流效率,减少电极极化,降低能耗.因此,新型三维电催化电极和高效反应器的研制,三维电极法与其他处理方法的系统集成及处理单元的有机联合将是今后的研究发展方向.
作 者：汪群慧 张海霞 马军 李发生 肖羽堂 作者单位：汪群慧,张海霞,马军(哈尔滨工业大学市政环境工程学院,黑龙江,哈尔滨,150090)
李发生(中国环境科学研究院)
肖羽堂(中国科学院大连化学物理研究所,辽宁,大连,116023)
生物降解技术 篇6
关键词：新疆；棉花；降解膜；生长发育；产量
中图分类号：S562.048 文献标志码： A 文章编号：2095-3143（2015）02-0040-04
DOI：10.3969/j.issn.2095-3143.2015.02.009
Comparison Effect of Cotton Application of Reverte
Oxo-biodegradable Plastic
Pang Guozhu，Wang Jincai
（The Thirteenth Division Red Star Two Farm of Xinjiang Production and Construction Corps.， Hami 839000，china）
Abstract： Through the application of 3 kinds of Reverte Oxo-biodegradable Plastic and ordinary film comparison in cotton， and study its effect， influence on the growth and yield of cotton. The results showed that： the biodegradable film than ordinary film temperature increased， good heat insulation effect， good effect of cotton seedling， shorten the growth period of 1～3d， the influence of single boll weight， lint percentage and yield little difference.
Key words： Xinjiang； Cotton； Degradable film； Growth； Yield
0引言
新疆作为世界上重要的棉花种植区，棉花种植面积占农业种植面积的一半以上，棉田铺膜率达100%[1]。塑料地膜属于高分子化合物，极难降解，既不受微生物侵蚀，也不能自行分解，其降解周期一般为200～300年[2]，加之地膜与棉花茎秆、残茬和土壤混杂在一起，很难完全回收。随着地膜持续使用，土壤中的残膜量逐年增加，造成土壤结构破坏，阻碍作物根系对水肥的吸收和生长发育，降低土壤的肥力水平，最终导致土壤质量和作物产量下降[3]，给农业生态环境带来了严重的负面效应，因此，整治农业地膜污染刻不容缓[4]。生物降解膜在土壤中可被微生物或动植物体内的酶最终分解，对环境友好，可以从根本上解决农田残膜污染问题[5]。本试验通过对青岛康文生物塑料有限责任公司生产的三种不同配方乐卫地含氧生物降解地膜与普通地膜比较观察，研究不同配方生物降解膜对棉花生长发育及产量的影响，旨在探索解决残膜污染的有效途径。
1材料与方法
1.1试验材料
供试棉花品种为石科2号，供试地膜：一是山西迎太塑料有限公司生产的聚乙烯农用地面覆盖薄膜（普通白色地膜，CK）；二是山东青岛康文生物塑料有限责任公司生产的B、C、D三种配方类型的乐卫地含氧生物降解地膜。
1.2试验设计
试验于2014年在新疆生产建设兵团第十三师红星二场科技站试验田进行，共设4个处理，不设重复，随机排列。处理1、2、3分别为B、C、D型3种不同配方乐卫地含氧生物降解膜，处理4（CK）为普通白色地膜。各处理膜宽1.2 m，地膜厚度0.008 mm，小区面积707 m2，两膜区，一膜四行，行距配置为20+50+20+60 cm，平均株距为10.5 cm，密度为25.39万株/hm2。
1.3田间管理及测定项目
试验于4月20日机械播种，5月20日定苗，7月14日打顶，10月8日实收计产。生育期共滴水施肥12次，化调及病虫害防治4次。除试验处理外，其他田间管理同大田。
每小区连续选取20株有代表性的植株作调查观察株，调查收获株数、生育进程、主要农艺及产量性状。从4月21日至7月3日，每隔3～4天，在上午10：00对各处理5 cm和10 cm的土壤地温进行定点观测。采用Excel表格对数据进行统计分析。
2结果与分析
2.1收获密度
从表1可见，使用生物降解膜的棉花收获密度均超过对照，其中以处理2效果最好，收获密度为21.6万株/hm2，比对照提高24.4%，说明保苗效果好。
2.2各处理地温
从表1还可见，4月21日至7月3日调查期间，使用生物降解膜增温、保温效果比对照好，特别是10 cm地温，3个生物降解膜处理的地温总积累量均比对照高，其中处理1的地温总积累量比对照多81℃。
2.3生育进程
由表2可见，生物降解膜处理较对照出苗提前2～3 天，生育期缩短1～3 天。说明生物降解膜保温或增温效果好，有利于棉花生育进程提前。
2.4主要农艺性状
现蕾期以前，降解膜处理的棉花日生长量、出叶速度较普通膜处理快；初花期以后，普通膜处理的棉花生长加快，株高、叶龄数超过降解膜处理。各生育期果枝层数、蕾数基本相同，说明使用生物降解膜对棉花生长发育的影响与普通地膜相差不大（见表3）。
nlc202309031857
表3 各处理主要农艺性状比较
处理株高（cm）主茎叶龄数（片）果枝层数（个/株）现蕾期开花期吐絮期现蕾期开花期吐絮期开花期吐絮期116.774.081.07.115.216.07.511.0216.471.878.57.115.116.07.511.0316.670.078.07.114.515.57.010.54（CK）15.076.083.07.015.816.07.511.5
2.5产量性状
从表4可见，降解膜处理单铃重、衣分均低于普通膜处理。处理1、2单株铃数分别比对照少0.4、0.6个。降解膜处理1、3的皮棉产量较对照分别增产4.34%、12.98%，处理2的单铃重较对照减少0.4 g，皮棉产量较对照低3.51%。
3讨论
在新疆大面积覆膜栽培条件下，可降解地膜要在生产上广泛应用，首先必须满足大面积机械铺膜的性能要求，试验所选用3种配方类型乐卫地含氧生物降解膜机械铺设性能良好，与周明冬等的研究结果相同[6]。
研究结果表明，乐卫地含氧生物降解膜覆盖种植棉花增温、保温效果较普通地膜好，现蕾期以前，降解膜覆盖种植棉株生长较快，可有效促进棉花生长，缩短生育期1～3 d。乐卫地含氧生物降解可提高保苗率，但单铃重和衣分比普通白色地膜处理降低。
乐卫地含氧生物降解膜宽度为1.2 m，而大田生产用膜宽度为2.0 m，降解膜增温、增产及降解效果有待进一步试验验证。
参考文献
[1] 董合干，刘彤，李勇冠，等.新疆棉田地膜残留对棉花产量及土壤理化性质的影响[J].农业工程学报， 2013，4（8）：91-99.
[2] 吾甫尔江·托乎提，艾海提·牙生，巴雅尔.论地膜污染与防治对策[J].新疆环境保护，2000，22（3）：176-178.
[3] 魏迎春，唐琳.农用地膜对土壤的污染及其防治[J].西藏科技，2010（3）：19-21.
[4] 蒋金凤，温圣贤，江玉萍.农用残膜对土壤理化性质和作物产量影响的研究[J].土壤肥力，2014（2）：25-26.
[5] 张玉梅，张建军，李秋艳.可降解地膜对棉花生长的影响[J].农业技术，2010（10）：8-9.
[6] 周明冬，秦晓辉，韩咏香.降解膜对棉花生长及产量的影响[J].现代农业科技，2014（4）：17-19.
生物降解技术 篇7
持久性有机污染物多环芳烃(Polycyclic aromatic hydrocarbons)在环境介质中广泛分布, 美国EPA规定的16种优先控制的多环芳烃在我国大气、水体、沉积物、土壤和生物体内大多数都能检出[1]。多环芳烃是最早被发现的具有“三致”效应的有机污染物之一,主要产生于煤、石油、木材等含碳物质在高温下的不完全燃烧或在还原性条件下的热分解过程中, 森林火灾、火山活动、植物和生物的内源性合成等也是环境中PAHs的来源[2,3]。多环芳烃能通过食物链的传递在生物体内不断的积累和放大,给生态环境和人类健康带来极大的潜在威胁,已成为全球关注的焦点环境问题之一[4,5,6]。生物慢滤技术体系是一种面向农村家庭提供安全饮水的末端净水系统,能够高效解决微污染水源中的微生物和浊度等问题,对有机物也有一定的去除能力,是一种提供安全饮水的保障措施[7,8,9]。我国对多环芳烃降解技术研究开展较晚,尤其是面向家庭供水的技术对多环芳烃降解的研究更为少见。本文在以往研究的基础上,选取环境中较为常见的蒽为污染指标,开展了生物慢滤技术降解微污染水中多环芳烃的实验研究,探讨填加活性炭对降解效果的影响,为生物慢滤技术在农村推广实践提供参考。
1实验材料和方法
1.1试验用水
本试验以北京某引水渠河水与自来水的混合水作为实验用水,并贮存于PE水桶中。其水质情况如表1所示。与地表水环境质量标准(GB3838-2002)的相关指标限值比较,试验用水总体上属于Ⅱ至Ⅲ类水。根据文献报道[10,11,12,13],我国自然水体中多换芳烃的含量约为0～10 000 ng/L,故调节原水中蒽的浓度约为100,500,1 000,5 000,10 000 ng/L,进行蒽的降解试验。
1.2试验装置
试验装置如图1所示。反应器使用有机玻璃制成,内径为0.2 m,总高度为1.5 m。用法兰将反应器分成上下两部分,这样既容易向慢滤反应器中装填滤料又便于反应器堵塞表面的清理。法兰以下高1 m,装填承托层和滤料;法兰以上高0.5 m,用于进水和保持上层水位。上层水位保持为0.35 m。
试验反应器底部填装3 cm高的粒径为3～5 mm的砾石作为承托层,承托层以上填装90 cm高的滤料,滤料选取粒径为0.3～0.5 mm的石英砂和0.3～0.5 mm的椰壳活性炭。为了研究滤料中填加活性炭对有机物的去除效果,设置装填不同滤料的3组慢滤反应器,分别记为1号、2号、3号。1号反应器滤料全部使用石英砂,2号为上层45 cm石英砂,中间15 cm活性炭,下层30 cm石英砂,3号为上层30 cm石英砂,中间30 cm活性炭,下层30 cm石英砂。
1.3试验方法
使用蠕动泵供水,在0.1 m/s滤速下,考察3种配置滤料(石英砂、填加15 cm活性炭、填加30 cm活性炭)对浊度、氨氮、CODMn的去除效果。第33 d时,由于出水堵塞,刮掉装置中石英砂表层1 cm。当浊度、氨氮、CODMn的去除率基本恒定时,即认为滤料表面已经形成了成熟稳定的生物膜,慢滤反应器已进入动态平衡状态。在反应器进入平衡状态后,开始进行去除蒽的试验研究。
参数pH、浊度、色度、CODMn、NH3-N、NO3-N、NO2-N、DO、TP、细菌总数、大肠杆菌等的测定方法按照《水和废水监测分析方法》(第四版)。原水中蒽的检测方法依据中华人民共和国水利行业标准《固相萃取气相色谱/质谱分析法(GC/MS)测定水中半挥发性有机污染物》(SL392-2007)。
2结果和讨论
2.1填充活性炭对浊度、氨氮、CODMn处理效果的影响研究
图2(a)和2(b)是装填不同滤料反应器进出水浊度、氨氮与运行时间关系的曲线。从图中可以看出,经过一段时间运行后,3个装填不同滤料的生物慢滤反应器对浊度和氨氮的最终去除效果基本相同。3个反应器在运行15 d后,出水浊度均达到0.2 NTU以下。运行稳定时,慢滤反应器对浊度和氨氮的去除效率分别达到95%和90%以上。3个反应器达到最好浊度和氨氮去除效果所需时间不同。填加活性炭的2号和3号反应器,在运行初期就比1号反应器有更高的去除率,并在更短时间内(第5 d)就达到稳定的去除水平。这是因为活性炭的吸附作用,以及在同时发生硝化反应和异养菌降解CODMn的过程中,硝化菌和异养菌存在相互利用、相互竞争的关系,当水中含有较低浓度的CODMn时,可以促进对氨氮的去除[14]。
CODMn是水体有机物含量的有效指标,慢滤反应器对于CODMn的去除在一定程度上反映了慢滤技术对有机物的降解能力。由图2(c)可以看出,在运行的初始阶段,1号反应器对有机物没有去除,进出水的CODMn基本一致;2号和3号反应器对有机物有较好的去除效果,去除率在70%以上。随着运行时间的延长,1号反应器出水的CODMn逐渐降低并稳定在30%左右;在运行40 d后,2号和3号反应器出水的CODMn去除率降低,并在65 d后和1号反应器有相近的去除率。说明运行过程前期CODMn的去除主要是由于活性炭的吸附作用,经过较长时间的运行后,装填不同滤料慢滤反应器对有机物的去除效果基本没有差别,主要是生物黏膜中的微生物起作用。
运行33 d后,慢滤反应器发生堵塞,将表层滤料和附着在表层滤料上的生物黏膜移走,加入新滤料并填平,重新注水运行。由于表层生物黏膜破坏,重新入水后,出水水质会有所影响,但运行短时间后(一般2～3 d),如图2中所示,出水水质可以恢复到先前水平。这也说明了浊度、氨氮等的去除主要是在微生物的作用下完成的。
2.2对蒽处理效果随时间变化研究
连续5 d调节进水蒽浓度约1 000 ng/L(951～1 207 ng/L),考察慢滤工艺对蒽的去除效果与运行时间的关系。由图3可以看出,运行3 d后,生物慢滤反应器对蒽有较为稳定的去除效果,去除率由初始时的30%～40%升至80%以上。这是因为经过一段时间后,微生物适应了原水含有蒽的环境,能降解蒽的菌种开始增殖,一方面菌体对蒽的吸附作用增强,另一方面微生物经过3 d的迟滞期,逐渐进入平衡稳定期,开始发挥生物降解作用。填充活性炭的2号和3号反应器与1号石英砂反应器对蒽的去除效率没有显著差别。这说明蒽的去除主要是由微生物完成的。同时也由于原水中蒽浓度较低,且经过长时间运行后,活性炭吸附容量达到饱和状态,吸附能力下降的原因。
2.3对不同浓度蒽处理效果研究
调节进水中蒽浓度分别为129、589、1 207、5 200、9 069 ng/L,据前期试验,当慢滤反应器对蒽有较稳定去除率时(3 d后)取样分析,考察生物慢滤工艺对原水中不同浓度蒽的去除效果。由图4可以看出,不同浓度蒽原水经过3种慢滤反应器后,出水蒽含量均降低至100 ng/L以下,蒽的去除率在70%以上。这表明生物慢滤技术对原水中的蒽有较好的去除效果。2号和3号反应器出水蒽含量与1号相当,说明长时间运行后,填充活性炭对微量蒽没有显著地去除效果。
2.4不同滤料高度对蒽处理效果研究
滤料高度是慢滤反应器的一个重要参数。优化慢滤技术中的滤料高度参数,可以在保证慢滤出水水质的情况下,降低慢滤技术的投资成本。在慢滤反应器的不同高度处(30、45、60、90 cm)设置取样口,对比进水和不同高度出水中蒽含量,考察滤料装填高度对蒽处理效果的影响。不同滤料高度处水中蒽含量如图5所示。由图可以看出,进水浓度在5 000 ng/L和1 500 ng/L时,3组反应器不同高度出水口出水蒽含量均降到150 ng/L以下,去除率达到85%以上。反应器对蒽的去除主要发生在填料上部30 cm高度内。这也表明慢滤反应器对蒽的去除主要是表层微生物的作用。
3结论
本文针对微污染水源饮水安全存在的有毒有机物问题,通过生物慢滤试验,定期测得各项指标变化,研究分析得出以下结论:①填加活性炭生物慢滤反应器能在更短运行时间内对浊度、氨氮、CODMn等达到稳定的去除效果,但随着运行时间的增加,填加活性炭反应器与石英砂反应器有相近的去除效率。②对含有同一浓度(约1 000 ng/L)蒽的原水,形成成熟稳定生物膜的慢滤反应器运行3 d后,对蒽有较为稳定的去除率。③不同浓度蒽原水(100～10 000 ng/L)经过3种慢滤反应器后,出水蒽含量均降低到100 ng/L以下,蒽的去除率在70%以上。④慢滤反应器的滤料高度对蒽的去除效果有一定的影响,但反应器对蒽的去除主要发生在填料上部30 cm高度内。慢滤反应器对浊度、氨氮、CODMn、蒽等的去除主要是微生物起作用。
生物降解技术 篇8
1 用途
在PP、PE、PS中加入 P-Life 添加剂可以决定塑料制品的降解时间, 其催化物能使塑料制品产生自我化学性分解, 令其物性丧失, 并逐渐转弱而变脆分裂成低分子化, 最终被微生物所分解而消失, 使塑料制品被弃置后对环境的破坏趋向于零。可以用于吹塑、吸塑和注塑。可用于以下行业, 见表1。
2 作用机理
P-Life添加剂是属于氧化-生物降解的。P-Life添加剂加入到传统型聚烯烃塑料 (如PE、PP等) 中, 通过自然因素的促进发生自身化学性分解, 令塑料的长链分子中引入易于氧化的活性基团, 通过光氧分解作用, 使大分子量的聚合分子 (例如分子量20万) , 断裂分解成中小分子量 (例如2500～5000分子量) 的一系列产物。而一般认为, 聚合分子量低于5000的聚合物易于被微生物吞食消解。
3 使用方法
视实际制品生产情况和降解时间要求, 计算加入比例, 一般在普通塑料中加入0.2%～3%即可, 加入方法和混合色母粒一样。加入量过低容易造成混合不均匀, 加入量过高容易造成制品表面过快降解而影响制品的正常使用。
由于加入量很低, 而且P-Life添加剂也是可以与聚烯烃兼容的聚合物, 所以制造出来的产品的机械强度、拉伸和透明度不会受到影响, 这点在实际吹膜应用中效果尤其明显, 也正好解决了多种其它非添加剂类的降解塑料所遇到的问题。
从成本核算上来看, 添加少量的P-Life添加剂也只增加成本5%左右, 而因此获得降解效果也是同类产品中较低的。
4 产品特点
(1) 产品寿命可控。
添加了P-Life的降解塑料产品的使用寿命可以根据客户要求定制, 通过使用不同的添加剂、比率和添加量, 可以定制塑料的降解时间。
(2) 加工工艺不变。
与普通塑料产品加工工艺几乎完全相同。
(3) 产品性能不变。
添加后不改变产品的物性, 并且在降解开始之前, 在外观和性能上与普通产品没有区别。
(4) 成本不高。
只增加3%～5%, 比其它降解技术低很多。
(5) 可再回收利用。
含有P-Life的产品在降解开始之前可再回收利用。适用于生产过程中或消费者使用后, 并且与现有回收系统兼容。
(6) 可降解。
降解和生物降解研究证明, 含有P-Life的产品可以降解和生物降解。
(7) 无毒和无生态毒性。
P-Life符合FDA认证。无生态毒性。含有P-Life的产品生物降解后完全没有生态有害残留物。
5 结 论
生物降解技术 篇9
冠心病对人类健康的威胁日益加剧,介入治疗因效果显著且副作用小,已成为心血管疾病治疗的首选[1]。镁合金血管支架兼具高分子材料的可降解性以及金属材料的高强度,能在有限的服役期内对血管壁起到支撑作用,并在病变血管组织形成新的血管壁之后,经体液的腐蚀逐渐降解并消失,大大降低了在植入处发生血栓及并发炎症等病变的可能性[2]。21世纪以来,镁合金血管支架已经成功地在动物[3,4]和人体内[5,6,7]进行过多次植入试验,显示出了良好的应用前景。镁合金血管支架通过对微细管进行激光雕刻,得到管网状结构,以便于其在服役中的弯曲和膨胀变形。在实际应用中,这些微细管材在满足一定力学性能的同时,其尺寸需要达到直径在2.5~4.0mm、壁厚在0.1~0.2mm之间[8,9]。生物医用镁合金微细管材在人体内服役,与体液长时间接触,且支架植入病变部位后,需用球囊将其撑开,因此相比于工程用镁合金管材,生物医用镁合金微管对耐蚀性及高强度与高塑性的匹配具有更高的要求。常见的镁合金微细管材的制备流程如图1所示,其中坯料处理和小规格管材成形两个步骤尤为关键。坯料组织及性能的优劣决定了较大规格管坯制备的成功与否,而小规格管材的成形对加工方法及过程控制要求高,制备难度大。
众所周知,镁合金为密排六方晶体结构,在室温下塑性很差,当温度升高时,晶体潜在的滑移系会被激活,从而塑性提高。因此,传统的镁合金管材加工方法主要是热加工(热挤压、热拉拔等)。然而,热加工时合金易氧化,晶粒易长大,制得的管材尺寸精度、力学性能及表面质量较差,无法满足生物医用的要求。为了克服镁合金塑性差的缺陷,制备出优质的医用镁合金微细管,近年来科研工作者着重从调控镁合金坯料显微组织、优化镁合金管材精密加工参数及开发新型加工方法3方面进行攻关,取得了一系列进展。
1 超细晶镁合金坯料的制备
在镁合金坯料组织超细晶化的过程中,材料的细晶强化作用得以充分发挥,坯料的力学性能得以显著改善,从而使最终制备的微管力学性能提高,能够满足血管支架的使用要求,相关研究如表1所示。
近年来大塑性变形技术如等径角挤压(Equal channel angular pressing,ECAP)等在变形镁合金中的应用得到了很大的发展,为镁合金坯料组织的细化提供了条件。Furushima等[10]以AZ31镁合金为研究对象,通过等径角挤压和传统热挤压的方法成功制备出了外径2mm、壁厚0.5mm的微细管材,如图2(a)所示。管材显微组织呈均匀等轴晶,其平均晶粒尺寸仅为1.5μm,且具有超塑性,在温度为673K时,伸长率达到最大值688%。
镁合金通过大塑性变形细化组织后,不但力学性能提高,而且使得后续的挤压成形更容易进行。相关研究表明[11],对铸态ZM21镁合金依次在200℃和150℃下进行多道次等径角挤压,可得到平均晶粒尺寸仅为0.52μm的超细晶组织。合金的屈服强度由铸态的180 MPa提高到了340MPa,同时保持了相当高的塑性。用所得超细晶坯料在150℃下成功挤压出了外径4mm、壁厚1mm的微细管,其晶粒尺寸仅为0.5μm,且硬度从50HV提高到了74.8HV,增加幅度明显。此项研究也表明了通过ECAP法获得的超细晶结构在低温下进行挤压是可行的。
鉴于通过大塑性变形制备的超细晶组织坯料还需经过后续的挤压来成形管材,Faraji等[12]从缩短制备周期的角度出发,采用沿径角管材挤压(Tubular channel angular pressing,TCAP)的方法在200℃下直接对铸态的AZ91镁合金管坯进行多道次挤压,如图2(b)所示,获得了外径8.75mm、壁厚2.5mm的超细晶管材。实验中发现,经过第一道次的挤压后,管材的显微硬度从初始态的67HV提升到了98.5HV,屈服强度和极限抗拉强度相比于初始铸态分别提升了4.3倍和1.4倍。最终所得管材的平均晶粒尺寸从铸态的约150μm减小到约为500nm,晶粒得到显著的细化。由于TCAP法是直接对管材进行剧烈塑性变形,因而更适合于优化管材的微观组织[13]。
2 镁合金管材精密加工参数的优化
加工参数的优化主要是通过对塑性加工中的具体工艺参数(如温度、速度、变形量等)进行调控,从而在最佳的工艺条件下制备镁合金微细管。近年来随着加工设备性能的不断提高,尽管传统的热加工存在自身的缺陷,但若合理控制加工参数,仍然能制备出小规格的镁合金微细管,相关研究如表2所示。
2.1 热挤压工艺参数的优化
镁合金管材挤压时,由于坯料受到三向压应力,因而变形抗力较大,模具磨损严重。同时,当挤压的管材直径小、管壁薄时,坯料变形量较大,对金属流动性要求高,壁厚和表面质量不易控制。因此,镁合金微细管材的挤压必须严格控制变形工艺,采用合理的润滑方式。
Ge等[16]以锻造态的ZM21和AZ31B镁合金棒坯为原料,在挤压温度为410℃、应变速率为2.78×10-3s-1的挤压参数下制备出了外径4mm、壁厚0.5mm的微细管材。与正向挤压类似,通过选取合理的加工参数亦能有效提升反向挤压的能力。相关研究表明[18],运用反挤压的方式加工AZ31镁合金,挤压过程中通过合理调整挤压参数成功制备出了最小外径为3mm、壁厚为0.2mm的AZ31镁合金微细管材,且壁厚误差率在4%以内。与AZ系镁合金相比,稀土镁合金中的第二相多为硬脆相,合金具有高强耐热的特性,挤压过程更难进行。李伟[15]通过调整工艺参数,在挤压温度为440℃、挤压速度为28mm/s、挤压比为143条件下对Mg-6.5Y-2.5Nd-0.6Zr合金进行挤压,顺利挤出了外径3 mm、内径2.5mm的细管。经过460℃×2h+200℃×20h固溶时效处理后,其抗拉强度和屈服强度分别达到了291.4 MPa和214.2MPa,延伸率达16.3%。
由于热挤压过程中存在摩擦热效应,镁合金管材晶粒容易长大。针对此问题,于洋等[21]从改善润滑条件,减小摩擦的角度出发,采用静液挤压[22]并结合热挤压和机加工的方法制得了外径为3.2~4.1mm、内径为2.3~3.3mm的不同规格的高强韧AZ31镁合金薄壁细管。静液挤压中,挤压轴上的挤压力不再直接推动坯料,而是通过中间的挤压介质传递到坯料上,从而实现挤压成形。该技术由于利用摩擦热效应,有效改善了模具边界摩擦,因此使低温挤压形变强韧化工艺得以实现,晶粒细化效果明显[23,24];不仅微细管性能优异,而且表面精度及尺寸精度高。
2.2 热拉拔工艺参数的优化
镁合金管材拉拔过程中材料受到较大的拉力和摩擦力,沿轴向的拉应力很容易诱导裂纹的产生。因此,需要严格控制拉拔工艺参数(如拉拔速度、温度等),才能保证拉拔过程的顺利进行。
何淼等[14]探究了WE43镁合金管材拉拔过程中壁厚的变化特点,分析了拉拔工艺参数对拉拔力的影响,并对不同工艺参数条件下的拉拔力进行了实测,优化了拉拔工艺参数。最终在拉拔速度为0.25m/s、棒材拉拔温度为420℃、管材拉拔温度为350℃的条件下,采用10道次棒材拉拔和3道次管材空拉拔的工艺制备出了Ф4.0mm×0.25mm的WE43镁合金细管。管材的力学性能可达到Rm>200 MPa,A>15%。除了在实验过程中探索合理的加工参数外,预先对加工过程进行数值模拟,从而选取最优的工艺参数亦是一种有效的途径。罗倩倩[19]采用数值模拟软件分析了AZ31镁合金的热拉拔加工过程,优化了拉拔模具定径带宽度及拉拔工艺参数。拉拔实验中采用3道次空拉和11道次长芯杆拉拔,得到了Φ4mm×0.2mm的AZ31镁合金微管,管材抗拉强度达247.3MPa,伸长率达16.8%。且发现当拉拔温度为300℃,空拉速度为0.25mm/s,长芯杆拉拔速度为0.3mm/s时,随着变形程度的增加,镁合金晶粒显著细化,力学性能也有所提高。
3 新型加工技术的开发及应用
新型加工技术的开发主要是在选取合理的加工参数的同时,采用变形抗力更小、塑性成形能力更好的加工方式制备镁合金微细管,相关研究如表3所示。
管材拉拔过程中拉拔力的控制尤为关键,拉拔力越小,越有利于拉拔过程的进行。有研究表明[27],浮动芯杆拉拔相对于长芯杆拉拔来说拉拔力更小,更容易脱芯[33]。这种拉拔工艺介于固定芯头拉拔和长芯杆拉拔之间,拉拔过程中,如图3(a)所示,管坯和浮动芯杆之间的摩擦力可以带动芯杆一起被拉出模孔。相对于长芯杆拉拔,该工艺只需要夹持住管材,不需要同时夹持住芯杆。拉拔结束后,芯杆的底座与拉拔模相接触,夹头继续向前运动,芯杆与管材相脱离,不需要后续的脱管工序。研究也证实了这种拉拔方式可以实现ZK30镁合金的管材拉拔,且尺寸精度容易控制。
在微细管材常规拉拔过程中,当管壁很薄时,管材与模具接触的部位容易断裂。针对此问题,Furushima等[25]采用无模拉拔的加工方式实现了镁合金微细管的成形,经过3个道次的无模拉拔,最终加工得到了内外径分别仅为0.5mm及0.9mm的AZ31镁合金的极细管,如图3(b)所示。通过对管材局部感应加热来改变材料的流动应力,并在管材两端施加载荷,根据高温下合金的流动应力远低于低温下的流动应力,使得高温部分首先以局部颈缩的方式实现尺寸的减小,然后沿着管材轴向移动加热源,调整拉拔速度与加热源移动的速度,使得管材尺寸的减小均匀扩散到整个微细管中。
图3浮动芯杆拉拔(a)及无模拉拔(b)示意图Fig.3 Schematic of drawing with a moving mandrel(a)and dieless drawing(b)
为了避免热加工时材料发生氧化,同时确保管材有优良的表面质量和尺寸精度,近年来相关研究者用冷加工的方式来成形镁合金微细管(通常作为最后几道工序),取得了显著效果。大塑性变形工艺的发展极大地细化了镁合金的晶粒,有效地提高了镁合金的强度、塑性等综合力学性能,为镁合金的室温成形提供了可能[34]。镁合金管材的冷成形方法主要有冷拉拔和冷轧两种。
拉拔变形时,管材沿拉拔方向受到拉应力作用,因此相对于在三向压应力状态下的塑性变形(如挤压等),变形抗力有所降低。此外,在室温下拉拔获得的产品尺寸精度高,表面光洁度好。基于拉拔变形的这些特点,近年来研究人员将热挤压和冷拉拔结合起来用于制备镁合金微细管,取得了一定进展。Hanada等[28]在室温对热挤压得到的Mg-0.8%Ca和AZ61管材进行多道次固定芯头拉拔,制备出了外径为1.5~1.8mm、壁厚为0.15mm的微细管,其外径尺寸误差小于0.4%,壁厚误差小于2.5%,平均晶粒尺寸仅为14μm。此外,相关研究表明[31],通过反向热挤压和4道次冷拉拔相结合的工艺制备出的Ф2.9mm×0.2mm的ZM21镁合金细管,其平均晶粒尺寸仅为10μm。实验中还发现,反向热挤压过程中变形抗力非常大,因而管材的壁厚均匀性很难控制;而冷拉拔具有很好的尺寸纠偏作用,可明显改善热挤压过程引起的尺寸不均匀,经过第四道次拉拔后管材的平均壁厚为200.5μm,其标准误差为8.9μm,此值仅是拉拔前误差的16.14%。
冷轧时,受轧机轧辊的径向与周向(即管材环向)压应力和轴向拉应力作用,管材内部组织充分破碎,塑性变形均匀,进而能得到优良的力学性能[35]。基于轧制变形所具有的优点,科研工作者将热挤压、轧制及拉拔3种加工方式结合起来用于制备镁合金微细管。王耀旭[26]通过热挤压、冷轧及冷拉拔相结合的方式制备出了Ф2.0mm×0.3mm的微细管,管材壁厚均匀,力学性能良好。此外,相关研究表明[32],通过热挤压、冷轧和冷拉拔相结合的方式可制备出Ф3 mm×0.18mm的Mg-Nd-Zn-Zr(JDBM)、AZ31和WE43三种镁合金的微细管,与王耀旭的实验结果相比,管材壁厚有所减小,且壁厚、外径和内径的尺寸误差分别小于2.8%、0.5%、0.4%。管材经过450℃下保温1h的退火处理后,其平均晶粒尺寸分别为10.9μm、12.9μm和15.0μm。然而要注意的是,在李阳[30]的研究中,在坯料同为AZ31镁合金的情况下,调整工艺次序,即运用热挤压-热拉拔-冷轧的工艺流程,同样制备出了Ф3.0mm×0.25mm的细径薄壁管,管材表面质量完好,抗拉强度达249.9MPa,延伸率为15.5%。
笔者以WE43和AZ31镁合金为研究对象,利用冷轧的方式得到了两种合金的细管。其中,WE43镁合金细管的外径小于8mm,如图4(a)所示,平均晶粒尺寸约为10μm;具有较高的强度和延伸率,可作为制备微细管的坯料。制备的最小规格的AZ31镁合金微细管的外径小于3 mm,如图4(b)所示,微细管的组织均匀,Rm≥220 MPa,A≥13%,壁厚误差小于5%,表面粗糙度小于3.2μm。
4 结束语
近年来,可生物降解镁合金血管支架成为研究热点。然而微细管材的制备是生产血管支架的首要条件,科研工作者着重通过调控坯料显微组织、优化加工参数以及开发新型加工方法来改善镁合金管材的组织性能、控制尺寸精度,从而得到符合要求的微细管材。其中,通过大塑性变形(ECAP、TCAP等)的方法使镁合金获得超细晶组织,从而提高塑性及力学性能得到了广泛关注;热挤压在镁合金微细管材的加工中依旧占有重要地位,然而,无模拉拔、浮动芯杆拉拔、冷加工等新型加工方法已经引起了国内外部分学者的关注,相关研究已经展开。此外,冷成形是改善管材表面质量、提高尺寸精度的有效方法,冷加工与热加工方法的联合使用是未来镁合金微细管加工成形的主导方向。
目前,镁合金微细管材的加工成形已经取得了很大进展,但与血管支架的使用要求还有一定的差距,尤其是管材高塑性与高强度的匹配、壁厚的均匀性等,都是未来镁合金微细管制备过程中需要重点突破的地方。为了能同时满足材料性能及尺寸精度两方面的要求,在实际的生产加工中,需要在改善坯料组织、性能的同时采用成形能力更好的加工方式,并选取最优的加工参数,这对镁合金微细管材的制备将有极大的促进作用。
摘要：镁合金作为新型可生物降解材料在血管支架等植介入产品领域具有广阔的应用前景,然而镁合金微细管材的精密加工特别是冷成形十分困难,这是制约其大规模临床推广应用的主要因素之一。全面综述了近期关于可生物降解镁合金微细管加工成形的研究进展,重点介绍了镁合金坯料显微组织的调控,镁合金微细管精密加工参数的优化和新型加工技术的开发及应用。最后,指出了可生物降解镁合金微细管加工成形的研究方向。
生物降解技术 篇10
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
生物降解技术 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.
农药光生物降解与生物修复探析 篇12
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.
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[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.
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