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摘要本研究分为六部分：<br>　　 第一部分：源水及饮用水中PAEs的定性分析<br>　　 目的：对长江、汉江（武汉段）水源水、饮用水中PAEs的污染状况和深度水处理工艺（臭氧－活性炭）处理后出水中的PAEs化合物进行定性分析。<br>　　 方法：以武汉自来水厂（宗关水厂、平湖门水厂）的源水、出厂水和管网末梢水为调查对象，分别于2007年、2008年平水期（3月）、丰水期（7月）、枯水期（12月）采集水样，采样量为100～120 L。用 XAD-2 树脂吸附水中的有机物，用二氯甲烷和丙酮进行洗脱，洗脱液经浓缩后（相对于水中的含量，其浓缩比例为1：5000），通过GC/MS对有机物的成份进行定性分析。2006年4月在南方某自来水厂的中试基地，将臭氧氧化，活性炭（生物活性炭）吸附工艺与传统水处理工艺（混凝沉淀、加氯消毒）相结合，通过不同的工艺组合对当地源水进行处理。源水和不同组合工艺处理后出水的采集、有机物的浓缩和检测与上面描述的方法相同。<br>　　 结论：源水和饮用中的PAEs污染非常普遍，现有的自来水处理技术（常规水处理技术和深度水处理技术）难以将其彻底去除。<br>　　 第二部分：高效PAEs降解菌的驯化、筛选及鉴定<br>　　 目的：驯化活性污泥，从驯化污泥中分离出高效PAEs降解菌，并对其生物种属进行鉴定。<br>　　 方法：从武汉某印染厂取得活性污泥置于曝气池中，以DMP、DEP和DBP为唯一碳源，采用活性污泥曝气与密度梯度驯化方法，即从第1 周开始，等量投加DMP、DEP、DBP作为细菌利用碳源。每周PAEs的投加浓度按10 mg/L、20mg/L、30 mg/L、40 mg/L、60 mg/L、80 mg/L、100 mg/L、140 mg/L 依次递增，连续驯化8 周。用灭菌采样瓶从曝气池采取污泥样本，用接种环蘸取污泥，在普通营养琼脂平板上分区划线以分离纯化细菌。在250 ml的锥形瓶中加入100 ml无机盐培养液，高压灭菌，加入等量DMP、DEP和DBP（各200 mg），按等生物量的原则加入分离出的细菌，置于37 ℃空气浴摇床中（140 rpm）连续降解7天。用二氯甲烷液液萃取各降解液，用GC法检测其浓度。比较各细菌7天降解率的大小，筛选出高效降解细菌。对筛选出的高效PAEs降解菌，进行革兰染色。<br>　　 结合染色结果，用全自动微生物鉴定仪对其进行生化鉴定。用电子显微镜拍摄高效降解菌的透射电镜照片，观察细菌形态学。提取细菌DNA，扩增16S rDNA序列，并进行碱基序列测定。将序列提交Genbank并进行Blast 序列比对，通过比对结果进一步鉴定该菌种属。将细菌置于不同的温度和不同的渗透压下（不同的NaCl 浓度）培养，以考察该高效降解菌的生长特性。<br>　　 结论：采用活性污泥曝气与密度梯度驯化方法，筛选出可高效降解PAEs的赤红球菌（Rhodococcus ruber）。该细菌生长温度范围广，能耐受较高的环境渗透压。<br>　　 第三部分：赤红球菌L4降解PAEs的特性研究<br>　　 目的：确定赤红球菌L4降解PAEs的适宜条件（pH 值、温度和初始底物浓度），探索降解动力学，对赤红球菌L4降解相关特性进行初步研究。<br>　　 方法：通过正交设计（三因素、四水平表）探索赤红球菌L4降解PAEs的最佳温度、pH及初始PAEs 浓度。以人工配制的不同初始浓度的PAEs 实验水样为降解对象，每天取样检测残留量，以曲线拟合方法获得降解动力学方程。为确定PAEs 在水中不同的存在状态对降解效果的影响，分别用直接投加和丙酮（超声）乳化的方法来配制PAEs 实验水样(300 mg/L)。为研究赤红球菌L4的环境抵抗特性，将其接种于不同浓度的乙醇、二甲基乙酰胺、正辛烷和甲苯溶液，37 ℃培养24 h后进行菌落计数以调查其存活率。将赤红球菌L4分别接种于4 mmol/L的苯甲酸钠、苯酚、萘、对硝基酚、邻硝基酚和葡萄糖溶液中，以OD600 值作为观测指标，考察该细菌对有机物的利用谱。用油膜法测定PAEs降解液的表面活性。<br>　　 结论：赤红球菌L4对PAEs的降解有较强的环境适应性，在最适宜条件下降解效果最好。在最佳降解条件下，赤红球菌L4对不同初始浓度的PAEs的降解可以用一级动力学方程来描述。在降解过程中，较短侧链的PAE 被优先利用。<br>　　 赤红球菌L4 能产生降低水－油表面张力的表面活性物质，具有乳化能力，有利于生物降解。较宽的利用谱和较强的抗毒性意味着赤红球菌L4在环境污染的生物修复中具有较大的应用潜力。<br>　　 第四部分：赤红球菌L4代谢PAEs的机理探讨<br>　　 目的：应用化学分离、分析技术和分子生物学实验方法探讨赤红球菌L4降解PAEs的机理。<br>　　 方法：以初始浓度为300 mg/L的DEP 实验水样为对象，投加赤红球菌L4进行降解试验，分别于降解24h，48h，72h，96h时收集降解液，用C18 固相萃取柱吸附其中的有机物并用二氯甲烷进行洗脱，洗脱液经浓缩后进行GC/MS检测。用碱裂解法提取细菌质粒，通过琼脂糖凝胶电泳确定其分子量大小。将赤红球菌L4用普通营养肉汤连续传代5次，收集菌体作为对照组；经传代的细菌置于总浓度为300 mg/L的DMP、DEP、DBP混合溶液中培养24 h，收集菌体作为诱导组。用超声波裂解诱导组和对照组细菌，离心后取上清，即为提取的细菌总蛋白（酶）。以不同浓度的小牛血清溶液作为标准系列，用Bradford法测定各组蛋白含量。根据蛋白定量结果，等量投加对照组和诱导组蛋白酶至20 μmol/L的邻苯二酚溶液，用分光光度法于260 nm和375 nm处分别测定上述溶液吸光度每分钟的变化值，即可求得邻苯二酚1，2-双加氧酶（C12O）和邻苯二酚2，3－双加氧酶（C23O）的酶活性；用聚丙烯酰胺凝胶电泳对对照组和诱导组细菌总蛋白进行分析。<br>　　 结论：在降解初始阶段，赤红球菌L4首先水解其中一个酯键，生成邻苯二甲酸单乙酯，然后继续水解另外一个酯键，生成邻苯二甲酸，后者为主要的中间产物。赤红球菌L4体内拥有至少3条较大的质粒；邻苯二酚双加氧酶是赤红球菌L4降解过程中的关键性蛋白酶。赤红球菌L4 经诱导后可同时表达C12O和C23O，但C12O活性增加更为明显。<br>　　 第五部分：固定化微生物对水中PAEs的降解<br>　　 目的：比较固定化微生物和游离微生物对水中PAEs的降解效果。<br>　　 方法：以10%的PVA和0.5%海藻酸钠溶液为包埋剂，以4%的活性炭为吸附剂，以饱和硼酸溶液作为交联剂，采用吸附－包埋法制备固定化微生物小球。配制含DMP、DEP、DBP的实验水样（300mg/L），以等生物量法，分别将固定化微生物小球或游离细菌投加于其中，然后置于35 ℃、115 rpm 摇床上进行降解试验，测定48 h、72 h的残留量以评价固定化微生物和游离细菌的降解效果。<br>　　 结论：以10%的PVA和0.5%海藻酸钠作为包埋剂，以4%的活性炭作为吸附剂可以制备出降解效果良好的固定化微生物小球；固定化微生物对PAEs的降解效果优于游离微生物降解。<br>　　 第六部分：PAEs生物降解前后的类雌激素活性的比较<br>　　 目的：对PAEs混合物生物降解过程中的残留物进行类雌激素活性检测，以评价降解的安全性。<br>　　 方法：用重组酵母菌雌激素检测系统（Yeast Estrogen Screen，YES）对各样品进行检测。将含有人雌激素受体的重组酵母菌检测液和稀释成一定浓度梯度的DMP、DEP和DBP的单一及混合物在96孔板中培养，以17 β－雌二醇作为阳性对照，以CPRG（黄色）作为指示剂，培养3天后，若受试物具有雌激素活性，则溶液由黄色变成红色，红色的深浅代表酶活性强度，用酶标仪在540 nm 处予以测定（OD540）。用赤红球菌L4对初始总浓度为300 mg/L的DMP、DEP和DBP混合水样进行生物降解，收集降解0h、24h、48h、72h、96h后的降解液，用二氯甲烷液液萃取提取其中的有机物。用YES对其进行类雌激素活性检测。<br>　　 结论：YES 试验可以检测DMP，DEP，DBP 及其混合物的类雌激素活性，就单一物质而言，DMP、DEP、DBP的类雌激素活性由强至弱依次为DEP＞DMP＞DBP，混合PAEs的类雌激素活性主要由DEP所致；赤红球菌L4降解PAEs的产物的类雌激素活性，随着降解时间的延长，其水平呈逐步下降趋势。