蒽降解菌T2的最佳培养条件及其对蒽的生物降解动力学研究

从长期被石油污染的土壤中筛选得到一株以蒽为惟一碳源的混合菌T₂，在接种量为1%，pH为7，温度为30 ℃，摇床转速为120 r/min，蒽的初始浓度为100 mg/L的条件下培养5 d后，其对蒽的降解率可以达到56.6%。通过单因素实验和正交实验对菌种T₂的培养条件进行研究，得到菌种T₂的最佳培养条件为：接种量为5%，pH为6，温度为35 ℃，蒽的初始浓度为40 mg/L时，最适合菌种生长。另外，菌种T₂对蒽的降解动力     

两种含氨基β-环糊精衍生物对萘和蒽的光催化降解作用

为进一步探讨含氨基β-CD(β-环糊精)衍生物对PAHs(多环芳烃)的光催化降解机理,合成了两种含氨基β-CD衍生物——ACD(氨基-β-CD)和EDCD(乙二胺-β-CD),并研究了其对溶液中萘和蒽的包合作用及光催化降解作用.结果表明:β-CD、ACD、EDCD对萘和蒽的包合能力分别为76.3和251 L/mol、111和394 L/mol、191和427 L/mol,由于β-CD亲水外缘极性基团的引入,使得其疏水空腔内部的水分子具有更高的能量,易移出,易被PAHs分子取代,因此ACD和EDCD的包合能力有所增强;对萘和蒽光敏化作用的大小表现为ACD＞EDCD＞β-CD,在溶液中分别加入3 g/L的β-CD、ACD和EDCD后,萘和蒽的光解率分别提高了40.0%～50.9%和44.3%～104%.研究显示:由于光解过程中含氨基β-CD疏水空腔对三重态PAHs起到了包合保护作用,导致三重态PAHs与三重态氧分子碰撞及产生高活性单重态氧的几率增加,包合作用越大光催化降解能力越强;但是ACD和EDCD的氨基会对三重态氧分子进攻三重态PAHs产生阻碍作用,导致光催化降解效率降低.      

间歇生物接触氧化工艺中DOM三维荧光光谱分析

采用三维荧光光谱技术研究间歇生物接触氧化工艺处理城市污水的反应过程中溶解性有机物(DOM)的降解特性及其变化规律,并建立DOM总荧光强度与COD浓度的关系。三维荧光光谱显示:DOM主要由低激发波长色氨酸特征峰(峰A)和高激发波长色氨酸特征峰(峰B)及可见光区富里酸特征峰(峰C)组成。峰A和峰B的荧光强度均在曝气阶段逐渐降低而在停止曝气阶段逐渐增强,峰C的荧光强度在整个反应周期内变化不大,揭示了色氨酸在曝气阶段逐渐被微生物降解,在停止曝气阶段被吸附的大分子有机物分解而增加提供了此阶段反硝化脱氮所需的碳源,而类富里酸属于难降解有机物。荧光指数(f_(450/500))、生物源指数(BIX)和腐殖化指数(HIX)平均值分别为1.75、1.05和1.83,均表明工艺中DOM主要由微生物代谢而产生。DOM总荧光强度与COD浓度关系表明,在曝气、停止曝气阶段分别具有较好的相关性,相关系数R~2分别达到0.966、0.947,说明通过三维荧光光谱技术检测DOM特征峰荧光强度可以快速分析COD浓度变化,为污水处理实时监测及避免二次污染提供技术理论支持。     

UV-B辐射增强和蒽对3种赤潮微藻生长的相互作用

通过实验生态学的方法,研究了赤潮异弯藻、亚历山大藻和中肋骨条藻的生长对UV-B辐射增强和蒽处理的响应.结果表明:低剂量的UV-B辐射和低浓度的蒽处理对3种赤潮微藻的生长有刺激作用,而高剂量的UV-B辐射处理和高浓度的蒽处理对3种赤潮微藻的生长均显示出抑制作用.UV-B辐射对赤潮异弯藻、亚历山大藻和中肋骨条藻的96 h半抑制剂量分别为1.63、2.34和2.58 J/m2,蒽处理对赤潮异弯藻、亚历山大藻和中肋骨条藻的96 h半抑制剂量分别为0.078、0.119和0.112 mg/L.在刺激浓度的蒽处理的同时,添加刺激剂量的UV-B辐射条件下,3种赤潮微藻的生长同样表现出了抑制作用.     

黄浦江底泥对多环芳烃吸附机理的研究

本文主要介绍黄浦江底泥对以蒽为代表性物质的多环芳烃的吸附研究，着重探讨其吸附机理，在实验条件下，黄浦江底泥对蒽的吸附属多分子层吸附，可用ｄｅ ＢｏｅｒＺｗｉｋｋｅｒ公式所表示的极化模型较好地描述，这表明原描述非极性气相分子在极性吸附剂上吸附的多分子层极化模型可应用于稀溶液中溶剂化蒽分子在极性吸附剂上的吸附过程，本研究认为吸附等温线上出现阶梯状形式是由于蒽－甲醇分子的溶剂作用及底泥颗粒的表面不均匀性     

荧光法测定土壤中总的多环芳烃含量

用常规荧光法分析了土壤中多环芳烃总体特征光谱,同时以多环芳烃蒽作参比,定量估测了多环芳烃在土壤中的含量。蒽的线性范围0~2.0μg/mL,相关系数0.9996,检测限0.61ng/mL;测得土壤中的多环芳烃的测量浓度均>1.01μg/g。     

皂角苷及腐殖酸对微生物降解蒽的影响

研究了皂角苷(1种生物表面活性剂)和腐殖酸(1种类表面活性物质)对微生物降解蒽的影响,并与Tween-80(1种化学表面活性剂)对蒽的增溶及促进微生物降解的作用进行了对比.结果表明,在不加任何表面活性物质时,微生物需要7d产生足够的糖脂使葸溶解,并发生微生物降解.皂角苷、腐殖酸和Tween-80均能较大程度的加速葸的降解,而且在相同条件下皂角苷及腐殖酸的效果明显优于Tween-80.腐殖酸及皂角苷大大缩短了微生物降解葸的时间,在2～4d内蒽的降解率可达到98%.同时,发现腐殖酸的浓度、葸的初始浓度均影响着蒽的微生物降解速率.     

荧光法测定土壤中总的多环芳烃含量

用常规荧光法分析了土壤中多环芳烃总体特征光谱，同时以多环芳烃蒽作参比，定量估测了多环芳烃在土壤中的含量。蒽的线性范围0-2.0μg/mL，相关系数0.9996，检测限0.61ng/mL；测得土壤中的多环芳烃的测量浓度均〉1.01μg/g。     

蒽在腐殖酸溶液中的增溶热力学及动力学研究

采用批平衡试验法, 研究了疏水性有机污染物蒽在腐殖酸溶液中的溶解热力学及动力学特征. 结果表明, 腐殖酸对蒽有一定的增溶性, 随着温度的升高, 增溶程度增强. 在25℃下蒽在腐殖酸溶液中的增溶行为为自发、吸热的熵增过程, ΔG~θ=-1.682 kJ/mol, ΔH~θ=11.96 kJ/mol, ΔS~θ=45.78 J/(K·mol); 在35℃、45℃下ΔG~θ分别为-2.140 kJ/mol和 -2.598 kJ/mol. 用几种溶解动力学曲线方程对腐殖酸增溶蒽的溶解动力学曲线进行了拟合, 结果表明腐殖酸增溶蒽的溶解动力学曲线更符合 Elovich 方程.     

生物表面活性剂与蒽降解菌的协同降解效应

对蒽生物降解中铜绿假单胞菌S6分泌的生物表面活性剂的作用进行了研究.结果表明,在接种蒽降解菌A10之前1d及与接种A10同时投加60mg.l-1的生物表面活性剂能够最大程度地促进蒽降解,相比于未添加表面活性剂的样品,降解率分别提高了16.50%和18.03%.过高浓度的生物表面活性剂会在一定程度上抑制蒽的降解.对蒽降解过程的分析表明,提前投加生物表面活性剂能明显促进蒽的降解且一直保持较好的降解效果.蒽降解过程中,生物表面活性剂能够被微生物利用,具有生物可利用性,是一种环境友好的生物制剂.