生物法处理废水过程中硝化作用在人造甜味剂的生物降解中的作用外文翻译资料

 2022-07-22 12:17:35

英语原文共 7 页，剩余内容已隐藏，支付完成后下载完整资料

生物法处理废水过程中硝化作用在人造甜味剂的生物降解中的作用

摘要

实验第一次检验了具有硝化作用的活性污泥对六种人造甜味剂：安赛蜜、天冬甜素、甜精、新橙皮苷二氢查尔酮、糖精和蔗糖素的生物降解作用。实验结果表明，天冬甜素和新橙皮苷二氢查尔酮即使在对照组中也是最容易被降解的化合物，甜精和糖精能被具有硝化作用的活性污泥高效降解，但安赛蜜和蔗糖素的消除效果很差。然而，随着生物反应器中初始铵浓度的增加，这些人工甜味剂的生物降解效率也随之增加。对硝化作用和共代谢降解的关系进行探索，发现目标人工甜味剂的硝化速率和共代谢速率呈线性关系。非自养微生物和氧化氨的自养微生物在人工甜味剂的生物降解的作用也已阐明：氧化氨的自养微生物在人工甜味剂的生物降解中起重要作用，特别是对安赛蜜和蔗糖素的降解。

1、前言

有机污染物如药物和个人护理用品及内分泌干扰物在自然界及工程系统如污水处理设备的出现和命运在最近几十年里日益受到关注。最近发现，与个人护理用品相似，人工甜味剂在各种环境如废水、地表水、地下水和饮用水源中普遍存在。在自然条件下，人造甜味剂通过人类摄取低卡路里的饮料、食物及其它产品消失在自然环境中。而在这些饮料等产品中，人工甜味剂作为糖类替代物大量使用。人类摄取的人工甜味剂通过尿或粪便排出体外。人工甜味剂在地表水系统中的广泛出现出于两个原因：甜味剂在人体中的不完全代谢和它们在环境中的耐受性。水生环境中人工甜味剂的浓度差别极大：从几十纳克每升到几十毫克每升。这种浓度的差异取决于所处的环境区及人工甜味剂的种类。比如，Buerge et al. (2009)报道，未处理的废水中安赛蜜的含量为 12–43 ug/L、甜精的含量为10–65 ug/L、糖精的含量为3.0–18 ug/L 、蔗糖素的含量为2.0–9.1 ug/L 。在另一项研究中，Buerge et al. (2009)也发现，糖精在液体厩肥中以高达 12 mg/L的浓度出现并在储存两个月后仍稳定存在。最近，人工甜味剂经常被发现出现在大部分的地表水、地下水中，甚至在几份自来水样中也以高达微克每升的浓度出现。人们为阐明人工甜味剂的生物积累和生态毒理影响进行了无数的研究，然而直到今天，人工甜味剂对人类健康和水生生物的毒性作用仍然存在争议。有人认为，蔗糖素之类的人工甜味剂对代谢没有任何影响，因为人工甜味剂用量很少所以于不会增加卡路里的摄入量。然而，最近的动物性研究表明，蔗糖素可能远不止使食物和饮料尝起来更甜这么简单。例如， Zhang et al. (2012) 发现，在一般不摄入与营养无关的甜味剂的肥胖人群中，在口服葡萄糖的情况下，蔗糖素会影响血糖与胰岛素的反应。他们也发现，当内脏的受体被人工甜味剂激活后，葡萄糖的吸收量也会增加。尽管到目前为止，痕量人工甜味剂对对人体健康的毒性作用相对未知，持续排放并长期暴露于人工甜味剂和个人护理用品/内分泌干扰物可能会越来越多地对人类健康造成威胁。因此，需要从废水及水源中去除人工甜味剂以保护人类健康和水生环境，特别是在人们越来越能接受废水回收利用的情况下。时至今日，有一些强调在废水/水处理中移除人工甜味剂的研究也不足为奇了。然而，对人工甜味剂的生物降解过程中氧化氨的自养微生物发挥的作用却知之甚少。因此，此项研究的目的就是检查具有硝化作用的活性污泥对特定人工甜味剂的降解作用。与此同时，也阐明了人工甜味剂的硝化作用与共代谢降解的关系。

2、方法

2.1目标人工甜味剂、化学试剂及溶剂

本研究探究的目标人工甜味剂是安赛蜜、天冬甜素、甜精、新橙皮苷二氢查尔酮、糖精和蔗糖素。选择这些人工甜味剂的原因是它们在低卡路里饮料、食物及其它产品中广泛存在。表1列出了这些人工甜味剂的物理化学性质。在这项研究中，所以人工甜味剂及其它化学试剂和溶剂纯化程度都很高（大于99%），它们是从新加坡的Sigma–Aldrich 购买的。氘标记物纯化程度也很高（大于98%），这些氚标记物如ACE-d4，ASP-d5，CYC-d11，SAC-d4，和SUC-d6 购买自加拿大多伦多的Toronto Research Chemicals Inc。无机盐培养基的组成依照Tran et al. (2009)的做法有：碳酸钠 1514 mg/L； 七水合硫酸镁 41.6 mg/L；二水合氯化钙 50 mg/L；磷酸二氢钠 50.5 mg/L； 三水合磷酸氢二钾 75.6 mg/L；五水硫酸铜 0.5 mg/L；六水合氯化铁 0.5 mg/L 以及水合硫酸锌 0.5 mg/L 。无机盐培养基依据实验目的添加补充试剂如氨、有机底物和目标人工甜味剂使用。

2.2硝化细菌的富集培养

本研究所用的硝化细菌的富集培养基质为有25 mg NH4-N/g MLVSS/h适宜硝化活力的活性污泥。这种具有硝化作用的活性污泥通过把收集自城市污水处理设备的普通活性污泥在加有氨和无机碳源（如碳酸钠和碳酸氢钠）的无机盐培养基上富集培养后获得。具有硝化作用的活性污泥的富集培养的详细步骤在文献(Tran et al., 2009)中有详细描述。

2.3实验的设计

首先，为了测定具有硝化作用的活性污泥对人工甜味剂的生物降解作用，一系列的梯度实验在装有100ml无机盐培养基的无菌300ml琥珀色玻璃瓶中进行。使用的无机盐培养基中添加了初始浓度为50-200mgNH4-N/L和初始浓度为100mgCH3COO/L的醋酸钠。之后，溶于水的目标人工甜味剂被加入瓶子中，是瓶中人工甜味剂的初始浓度达到100ug/ml。这个浓度与在废水样品中发现的人工甜味剂的浓度水平相似。在所有的梯度实验中，烧瓶中生物质的量都被调整至约1000mgMLVSS/L的起始浓度。使用30g/L的碳酸氢钠调整培养基的pH使其在培养过程中保持7.5-8.0。梯度实验在150rpm震荡条件下进行以使其处于有氧条件下从而保证溶解氧的浓度在3mg/L以上。在氧化氨的自养微生物的抑制实验中，为了抑制氨的氧化，培养基中加入了20mg/L的烯丙基硫脲。众所周知，烯丙基硫脲是一种氨单加氧酶的特异性抑制剂。

为了测定具有硝化作用的活性污泥对目标人工甜味剂的吸附作用，一系列梯度实验以完全热灭活的生物质和相同初始浓度的人工甜味剂及与生物降解实验相同的实验条件下进行。具有硝化作用的活性污泥在121℃加热30分钟进行灭活。除了生物降解实验和吸附实验，目标人工甜味剂的消除还可能归因于水解作用。因此，为了测定水解作用对目标人工甜味剂的消除的影响，在不添加具有硝化作用的活性污泥的无机盐培养液中进行一系列平行实验。至于其它参数，如pH、温度、人工甜味剂的初始浓度与降解实验保持一致。在实验过程中，测量了目标人工甜味剂、铵、亚硝酸盐、硝酸盐、总碳量、总有机碳量、无机碳量、总氮量。所有批量实验每组设置三小组。

2.4化学分析

按照近期的研究，经稍微改进后用高效液相色谱--质谱联合同位素稀释测量目标人工甜味剂的浓度。简要的说，实验水样用0.45um尼龙布过滤。每1ml过滤后的水样中加入0.5ml同位素标记的标准溶液（包括ACE-d4, ASP-d5,CYC-d11, SAC-d4, 和SUC-d6,）使最其终浓度达到50ug/L。同位素标记的标准溶液的加入可以校正高效液相色谱--质谱联合同位素稀释分析中的基质影响。通过直接向高效液相色谱--质谱联合同位素稀释中注射10ul样品对过滤水样中目标人工甜味剂进行定量测量。目标人工甜味剂定量测量的具体信息在最近的文献中有详细描述。

使用总有机碳量分析仪对总有机碳量、总碳量、无机碳量、总氮量进行检测，同时，使用离子色谱法对样品中的离子如铵根离子、亚硝酸根离子、氯离子和硝酸根离子的浓度进行测量。实验中的混合液悬浮固体、挥发性混合液悬浮固体也依据水及废水检测的标准方法进行检测。

3、结果与讨论

3.1非生物过程对人工甜味剂的移除的影响

一般来说，在废水处理过程中一种有机化合物的移除可能与非生物过程（如挥发、水解、吸附与活性污泥）有关。在本项研究中，通过对照实验对实验中挥发、水解、吸附于玻璃瓶壁对人工甜味剂的移除的影响进行了测量。对照组中将人工甜味剂加入没有活性污泥的无机盐培养基中。在图1中可以看到，在对照组中，安赛蜜、甜精、糖精和蔗糖素的浓度不随时间变化。这些结果表明，非生物过程如挥发、水解、吸附于玻璃瓶壁或许可以忽略。

从图1还可以看出，使用热灭活的无活性污泥进行的吸附实验中，安赛蜜、甜精、糖精和蔗糖素的浓度轻微下降（2-10%）。由于这些化合物的亲水性和电负性，这些人工甜味剂对热灭活的无活性生物质的低吸附率是可能存在的。

不像上面所提到的四种人工甜味剂，即使在没有污泥的对照组中，天冬甜素和新橙皮苷二氢查尔酮的浓度仍剧烈下降。对照组中，天冬甜素和新橙皮苷二氢查尔酮的移除纯粹是由于它们在水相中的水解而不是挥发或吸附于玻璃瓶壁。因为这些人工甜味剂的亨利常数和log Kow非常低。对照实验中，天冬甜素和新橙皮苷二氢查尔酮的半衰期分别为4.25和3.7小时。这个结果与文献数据十分吻合。简言之，非生物过程如水解在天冬甜素和新橙皮苷二氢查尔酮的移除中发挥着十分重要的作用。至于其它人工甜味剂，水解并不对其在水生环境中的移除产生影响。

3.2生物过程对人工甜味剂的移除的影响

至于具有硝化作用的活性污泥中生物过程对人工甜味剂消除的影响，从图1可以看出，天冬新橙皮苷二氢查尔酮和甜素是最易被生物降解的人工甜味剂，其次是糖精、甜精。相比较而言，安赛蜜和蔗糖素降解十分缓慢。对于甜精和糖精，其移除速率与Buerge et al. (2009)报道的相同。Buerge et al. (2009)表明，甜精和糖精十分容易被活性污泥生物降解。对于安赛蜜和蔗糖素，一些前期研究表明其在污水的生物处理过程中不被移除。然而，有趣的是，本项研究仍然发现，在与添加了初级底物（如铵和醋酸盐）的活性污泥孵化7天后，安赛蜜和蔗糖素含量降低了16-21%。这些相反的结果可能是由于实验中降解这些甜味剂所涉及的微生物不同。

在现在的研究中，使用具有硝化作用的活性污泥对混合微生物进行培养。这种混合基质可能含有异养和自养微生物，且其非特异性氧化酶如单加氧酶可以氧化许多有机污染物如个人护理用品、内分泌干扰物和氯化物溶剂。生长底物（可是生物降解的总有机碳、吸附于污泥絮体的有机化合物和铵）的存在可能会对人工甜味剂的共代谢降解效率产生影响。这个解释与之前文献中微生物基质对蔗糖素的生物降解结果一致。例如，Labare 和Alexander (1994)发现，微生物并不以蔗糖素作为唯一碳源，但蔗糖素的降解是在蔗糖存在的情况下同过有氧共代谢完成的。此时蔗糖作为微生物生长的一种生长底物并为人工甜味剂的降解提供相关还原剂。除此之外，人工甜味剂初始浓度的不同或许会影响共代谢的降解效率。事实上，本实验中蔗糖素的初始浓度（100ug/L）远低于之前实验中蔗糖素的初始浓度（1g/L）。因此，之前实验中诱导产生的非特异性氧化酶的量远不足以降解这种甜味剂。

总的来说，实验结果表明，目标人工甜味剂的移除可能与具有硝化作用的活性污泥中的自养和异养微生物及其在相关初级底物（如铵）的诱导下产生的非特异性氧化酶有关。

3.3初始铵浓度对人工甜味剂降解速率的影响

如上文所说，我们认为目标人工甜味剂的降解与具有硝化作用的活性污泥中的微生物的共代谢有关，特别是与铵氧化微生物及其非特异性氧化酶如非特异性氨单加氧酶（参与硝化作用的关键酶）有关。如果目标人工甜味剂的降解与氨单加氧酶的活性直接相关，这就意味着铵和人工甜味剂都是氨单加氧酶的底物。随之出现了相应的问题——铵和人工甜味剂是否竞争氨单加氧酶的活性位点？换句话说，铵浓度是否会对目标人工甜味剂的共代谢降解产生影响？为了解决这个问题，实验检验了不同初始铵浓度对人工甜味剂的共代谢降解速率的影响。实验中目标人工甜味剂的共代谢降解速率通过准一级动力学方程确定，其数学公式如下：dCt/dt=-k*X*Ct

整理成线性形式如下：

Ln（Ct/Co）=-k*X*t

公式中，Co（ug/L）为水相中目标人工甜味剂的初始浓度，Ct（ug/L）为一段时间后水相中目标人工甜味剂的浓度，t为孵化时间（天），X为反应器中生物质的浓度（g MLVSS/L）,k（L/g MLVSS d）为目标人工甜味剂的降解速率常数。K由Ln（Ct/Co）对t的斜率决定，斜率通过对二者进行最小二乘回归并用生物质浓度校正后得出。

图2显示了不同初始铵浓度下目标人工甜味剂的浓度变化。估计出的准一级动力学共代谢降解速率常数列于表2中。从图2和表2可以看出，所以目标人工甜味剂的共代谢降解速率随初始铵浓度的上升而上升。众所周知，诱导产生的氨单加氧酶的量与初始铵浓度有关。本实验中初始铵浓度对目标人工甜味剂的共代谢降解的影响与之前报导中初始铵浓度对个人护理用品的共代谢降解的影响相似。总的来说，实验结果表明，目标人工甜味剂的生物降解依赖于诱导产生的目标氧化酶（如氨单加氧酶或其它单/双加氧酶）的量。

3.4硝化作用与人工甜味剂生物降解的关系

实验的假设之一为共代谢降解紧随目标人工甜味剂的生物降解。这意味着目标人工甜味剂的生物降解与初级底物（铵氧化微生物的生长提供能量）的降解同时发生。因此，这里给出的另一假定为目标人工甜味剂的共代谢降解速率可能直接依赖于硝化速率。结果，阐

全文共6726字，剩余内容已隐藏，支付完成后下载完整资料

资料编号：[145938]，资料为PDF文档或Word文档，PDF文档可免费转换为Word

原文和译文剩余内容已隐藏，您需要先支付 30元 才能查看原文和译文全部内容！立即支付

以上是毕业论文外文翻译，课题毕业论文、任务书、文献综述、开题报告、程序设计、图纸设计等资料可联系客服协助查找。

您可能感兴趣的文章