磷化氫生物凈化體系及抑制作用機(jī)理

余 碩,劉樹(shù)根,李 婷

磷化氫生物凈化體系及抑制作用機(jī)理

余 碩,劉樹(shù)根*,李 婷

(昆明理工大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,云南 昆明 650500)

在PH3生物凈化體系中添加呼吸鏈電子傳遞抑制劑,對(duì)比分析微生物生長(zhǎng)代謝、磷的遷移轉(zhuǎn)化、活性氧(ROS)產(chǎn)生及氧化酶活性等變化規(guī)律.當(dāng)魚藤酮或抗霉素A分別添加至R1、R2PH3生物反應(yīng)器后,其微生物體O2-?含量在運(yùn)行時(shí)間14～17d期間的平均值分別上升至0.68, 0.96mmol/g,明顯高于空白對(duì)照組R0反應(yīng)器.除自由基O2-?外,另一類型的活性氧HO?也存在于PH3凈化系統(tǒng)中;受累積的活性氧影響,生物體內(nèi)丙二醛(MDA)含量處于較高水平,PH3凈化效率通常不超過(guò)75%,添加抑制劑的R1與R2反應(yīng)體系在15～17d期間PH3平均去除率分別下降至65.1%、59.5%. pH值、ROS含量以及氧化酶活性等因素均明顯影響PH3生物凈化效果,當(dāng)Fe3+、Cu2+、Mg2+等金屬陽(yáng)離子遷移轉(zhuǎn)運(yùn)至微生物體內(nèi)時(shí),超氧化物歧化酶(SOD)與過(guò)氧化氫酶(CATase)活性得以不同程度的增強(qiáng),可緩解活性物質(zhì)O2-?或HO?導(dǎo)致的氧化脅迫作用,PH3凈化效能得以適度提升.

PH3；生物轉(zhuǎn)化；抑制；活性氧

PH3是自然界磷循環(huán)的重要物質(zhì)形態(tài)和氣相載體,黃磷生產(chǎn)、電石制備、垃圾填埋、濕地沼澤等場(chǎng)所均可檢測(cè)到PH3存在[1-2].目前,工業(yè)生產(chǎn)過(guò)程高濃度PH3煙氣特征及凈化處理研究頗為深入,但污水處理廠、垃圾填埋場(chǎng)等處低濃度PH3的產(chǎn)生機(jī)制、尾氣凈化等問(wèn)題并未得到充分關(guān)注.

相比于催化轉(zhuǎn)化、化學(xué)吸收、碳基材料吸附等技術(shù),低濃度PH3尾氣的生物處理具有運(yùn)行成本較低、適應(yīng)性強(qiáng)等優(yōu)點(diǎn),具有良好的應(yīng)用前景.鄧菁等[3]較早報(bào)道以PH3作為馴化氣體篩選功能微生物,并探究了金屬離子濃度、營(yíng)養(yǎng)液等因素對(duì)菌種活性的影響.在穩(wěn)定運(yùn)行的活性污泥處理體系中[4],碳源、pH值等工藝條件明顯影響PH3凈化效率.相比而言,采用生物滴濾系統(tǒng)[5-6]凈化PH3尾氣時(shí),因復(fù)合填料能促進(jìn)氣態(tài)PH3的吸附,凈化效果可達(dá)到80%;生物滴濾塔內(nèi)具有較高的微生物種群多樣性,主要的細(xì)菌種屬有:鞘氨醇單胞菌()、嗜甲基菌()及伯克氏菌().

已有研究同時(shí)表明,PH3對(duì)海洋微藻具有雙重作用:低濃度PH3誘導(dǎo)抗氧化酶活性的升高,對(duì)細(xì)胞增長(zhǎng)具有一定的刺激作用;高濃度的PH3會(huì)損傷細(xì)胞膜系統(tǒng),對(duì)微藻的酶活性和基因表達(dá)等產(chǎn)生抑制作用[7]. PH3具有較強(qiáng)的生物毒性,它能抑制桔小實(shí)蠅、谷蠹、玉米象等體內(nèi)的過(guò)氧化氫酶活性[8],并對(duì)該類昆蟲具有熏蒸殺滅效果;但水稻生長(zhǎng)過(guò)程中,根際土壤中的堿性磷酸酶隨PH3濃度和暴露時(shí)間的增加而增加,反映了一定濃度的PH3對(duì)土壤磷表現(xiàn)出活化效應(yīng)[9].

采用生物技術(shù)凈化PH3尾氣時(shí),系統(tǒng)的啟動(dòng)與運(yùn)行特征、微生物群落多樣性等已有研究報(bào)道[4-5],但PH3是否對(duì)生物凈化體系產(chǎn)生明顯抑制作用、如何緩解PH3生物毒性并提升生物凈化效果,這類深層次問(wèn)題尚不明晰.本研究在PH3生物體系中添加特定的呼吸鏈電子傳遞抑制劑魚藤酮或抗霉素A以抑制電子傳遞過(guò)程的不同位點(diǎn),對(duì)比分析PH3生物代謝過(guò)程中磷的遷移轉(zhuǎn)化過(guò)程、氧化酶活性以及活性氧變化規(guī)律,探究PH3生物凈化體系的抑制作用機(jī)理.研究成果為PH3生物轉(zhuǎn)化過(guò)程分析及效能提升提供參考.

1 材料與方法

1.1 微生物增殖培養(yǎng)

從連續(xù)運(yùn)行6個(gè)月的PH3生物凈化活性污泥體系[4]中選取微生物樣本,利用有效容積為6L的全自動(dòng)發(fā)酵罐對(duì)微生物進(jìn)行增殖培養(yǎng).培養(yǎng)過(guò)程中每隔24h從發(fā)酵罐內(nèi)排出250mL混合液,同時(shí)加入等體積液體培養(yǎng)基.培養(yǎng)過(guò)程控制發(fā)酵罐內(nèi)混合液pH值為7.0、溫度為25℃、溶解氧(DO)3.5mg/L、攪拌槳轉(zhuǎn)速120r/min.當(dāng)混合培養(yǎng)液OD600值基本穩(wěn)定時(shí),將其移入反應(yīng)器中開(kāi)展后續(xù)對(duì)比試驗(yàn).

圖1 PH3生物凈化工藝流程

1-PH3, 2-壓縮空氣, 3-N2, 4-質(zhì)量流量計(jì), 5-緩沖瓶, 6-水浴搖床, 7-吸收裝置, 8-多孔曝氣盤, 9-氣相色譜, 10-尾氣吸收裝置 11-出口尾氣

液體培養(yǎng)基主要組分如下:C6H12O61.4g, (NH4)2SO40.165g,K2HPO4·3H2O 0.05g,MgSO40.10g, NaCl 0.15g,KCl 0.15g,FeCl30.015g,MnSO4·H2O 0.015g,CuSO4·5H2O 0.015g,CoCl2·6H2O 0.015g,配制成1L溶液,調(diào)節(jié)pH值至7.0,滅菌后備用.

1.2 PH3生物凈化

采用活性污泥體系對(duì)模擬的PH3混合氣進(jìn)行凈化處理,工藝流程如圖1所示. 分別取2.0L增殖培養(yǎng)的微生物混合液至總?cè)莘e3.0L的反應(yīng)器R0、R1、R2中.生物凈化過(guò)程中,混合氣進(jìn)氣流量為120mL/min,PH3濃度為5mg/m3;定期監(jiān)測(cè)吸收裝置進(jìn)出口氣體中PH3濃度,計(jì)算其去除率.每24h從反應(yīng)器內(nèi)移出250mL混合液,及時(shí)加入等體積液體培養(yǎng)基,用0.5mol/L NaOH調(diào)節(jié)混合液pH值為7.0;隨后,R1與R2反應(yīng)器中各自添加濃度為100μmol/L的抗霉素A與魚藤酮5mL,R0反應(yīng)器中不添加外源抑制劑.

收集生物凈化裝置定期排放的污泥混合液,測(cè)試pH值、OD600、酶活性等物化指標(biāo),并測(cè)定上清液中COD、可溶性總磷酸鹽(TP)與正磷酸鹽(Ortho-P)含量.

1.3 分析測(cè)試方法

采用氣相色譜儀(GC-9790plus,浙江福立儀器公司)檢測(cè)吸收裝置進(jìn)出口氣相中PH3濃度.使用紫外可見(jiàn)分光光度計(jì)(HACH-DR600,美國(guó)哈希公司)于波長(zhǎng)600nm處測(cè)試微生物增殖培養(yǎng)液以及凈化體系吸收混合液的吸光度,間接反應(yīng)微生物的生長(zhǎng)狀況.混合液pH值采用pH計(jì)(PHS-3C,上海雷磁儀電公司)測(cè)定.所有物化指標(biāo)均進(jìn)行3次平行測(cè)試.

收集定期排出的活性污泥混合液,于12000條件下高速離心10min.所得上清液采用標(biāo)準(zhǔn)方法[10]測(cè)試其COD、TP等物化指標(biāo);采用電感耦合等離子體(PQ-9000,德國(guó)耶拿公司)測(cè)定金屬離子(Fe3+、Cu2+、Mn4+、Mg2+)濃度.所得底物添加磷酸鹽緩沖溶液并在冰浴條件下超聲破碎處理5min,之后用于酶活性指標(biāo)測(cè)試,超氧化物歧化酶(SOD)活性根據(jù)黃嘌呤氧化酶--羥胺法測(cè)定,過(guò)氧化氫酶(CAT)活性根據(jù)標(biāo)準(zhǔn)GB/T 23195-2008[11]測(cè)定,氧負(fù)自由基(O2-?)采用改良羥胺氧化法分析[12],羥基自由基(HO?)利用電子順磁共振儀(EPR A300-6/1,德國(guó)布魯克公司)檢測(cè)[13],脂質(zhì)過(guò)氧化物采用丙二醛(MDA)試劑盒(A003-1,南京建成生物公司)基于硫代巴比妥酸法進(jìn)行測(cè)定[14].

取部分活性污泥混合液進(jìn)行超聲破碎(Scientz- 750F,寧波新芝生物科技公司)處理5min后,采用過(guò)硫酸鉀消解-鉬銻抗分光光度法測(cè)定其中的混合液總磷(STP)含量.

2 結(jié)果與分析

2.1 PH3去除效果

按照對(duì)比試驗(yàn)方案的設(shè)計(jì),生物凈化裝置連續(xù)運(yùn)行時(shí),反應(yīng)器內(nèi)的污泥停留時(shí)間(SRT)為8d,取運(yùn)行時(shí)間第7d后的測(cè)試結(jié)果比較分析. PH3去除率在運(yùn)行前期波動(dòng)較為明顯,運(yùn)行時(shí)間達(dá)15d后,生物吸收體系的PH3凈化效果開(kāi)始趨于穩(wěn)定(圖2);15～17d期間,R0、R1與R2三個(gè)生物反應(yīng)器內(nèi)的PH3平均去除率分別為71.4%、65.1%、59.5%.

圖2 凈化體系中PH3去除效率

抗霉素A抑制電子從細(xì)胞色素b到細(xì)胞色素c1的傳遞過(guò)程[15-16],而魚藤酮?jiǎng)t能阻斷電子從NADH向CoQ的傳遞[17-18].添加抗霉素A或魚藤酮至生物反應(yīng)器內(nèi)吸收混合液中,R1與R2生物體系的PH3凈化效果已經(jīng)受到不同程度的抑制,而這種抑制作用與凈化體系微生物代謝、酶活性變化的內(nèi)在關(guān)聯(lián),將在本文后續(xù)章節(jié)加以分析.

2.2 微生物生長(zhǎng)與代謝

生物凈化試驗(yàn)開(kāi)始啟動(dòng)時(shí),各反應(yīng)器內(nèi)混合液懸浮固體物濃度(MLSS)為1820mg/L,OD600值為1.08,pH值為7.0.隨著生物凈化過(guò)程的推進(jìn),R0、R1和R2生物反應(yīng)器OD600均有所降低;運(yùn)行時(shí)間15～17d期間,3個(gè)反應(yīng)器內(nèi)OD600處于0.85～0.90這一較為穩(wěn)定的水平;相比而言,沒(méi)有添加外源抑制劑的R0反應(yīng)器OD600略高于R1與R2生物凈化體系(圖3a).以上結(jié)果表明:PH3生物凈化體系中,其生物量通常不會(huì)太高;當(dāng)呼吸鏈電子傳遞抑制劑添加至吸收混合液后,凈化系統(tǒng)OD600呈現(xiàn)更低的水平,PH3去除率也明顯偏低(圖2).

空白方框代表pH值的基準(zhǔn)值為7

實(shí)驗(yàn)過(guò)程中,混合吸收液每隔24h調(diào)整pH值至7.0以維持適宜的微生物生長(zhǎng)環(huán)境.吸收體系在運(yùn)行過(guò)程中pH值均會(huì)有所下降;運(yùn)行時(shí)間12～17d期間,R0、R1、R2這3個(gè)生物反應(yīng)器OD600并沒(méi)有明顯降低,但每天排放的廢棄液pH值均維持在酸性條件,其平均值分別為4.7, 5.3, 5.4,反映出生化體系酸堿度與碳源代謝及利用密切相關(guān).相比R1與R2兩個(gè)生物凈化體系,R0反應(yīng)器內(nèi)pH值通常處于較低水平,這一結(jié)果與其PH3去除效果相對(duì)較高正好吻合,其內(nèi)在原因?yàn)?不添加抑制劑的凈化體系微生物活性相對(duì)較好,碳源代謝也更為明顯.

2.3 磷形態(tài)及濃度變化

本研究考察了3個(gè)生物反應(yīng)器中STP以及上清液中TP、Ortho-P含量變化,以分析PH3生物凈化體系磷的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律.各反應(yīng)器運(yùn)行一段時(shí)間后,吸收體系中STP、上清液中TP與Ortho-P逐步趨于穩(wěn)定. 14～17d期間,R0、R1、R2三個(gè)反應(yīng)器中STP平均值分別為11.1, 12.4, 12.9mg/L;與此相對(duì)應(yīng),3個(gè)反應(yīng)器內(nèi)TP分別為0.65, 0.72, 0.77mg/L,其Ortho-P為0.29, 0.04, 0.17mg/L.

生物凈化體系磷的凈增加量(net)可描述為:

式中:1和2分別為每天加入的液體培養(yǎng)基體積、廢棄吸收液體積,均為250mL;cul為液體培養(yǎng)基中TP濃度,根據(jù)本文1.1節(jié)液體培養(yǎng)基主要組分可知,cul為6.8mg/L;為入口混合氣流量,200mL/min;為每次廢棄吸收液并加入等體積培養(yǎng)基后的持續(xù)吸收時(shí)間,可視為24h;PH3(mg/m3)為入口混合氣中PH3濃度;為PH3凈化效率;dis為每天廢棄的吸收混合液中總磷濃度.

盡管沒(méi)有添加抑制劑的R0反應(yīng)器PH3去除率相對(duì)稍高,理論上從氣相轉(zhuǎn)入吸收體系的磷含量會(huì)稍有上升,但該體系OD600值相對(duì)稍高(圖3),每天從反應(yīng)器混合液中排出的磷含量因而高于另外2個(gè)凈化體系,從而導(dǎo)致R0反應(yīng)器內(nèi)STP反而最低(圖4a). 連續(xù)運(yùn)行14d后,各反應(yīng)體系上清液中TP濃度通常低于0.9mg/L,這就反映出上清液中磷最終可被微生物同化利用而轉(zhuǎn)入生物體內(nèi);相比而言,生物吸收體系中正磷酸鹽濃度維持在較低水平,一般不超過(guò)0.35mg/L,這與PH3生物凈化體系中能檢測(cè)到次磷酸鹽、亞磷酸鹽的前期研究發(fā)現(xiàn)[19]正好吻合.

2.4 氧化脅迫與酶活性

2.4.1 自由基及氧化脅迫 R0、R1和R2生物反應(yīng)器內(nèi)微生物體O2-?含量在運(yùn)行時(shí)間11d前波動(dòng)較為明顯,14～17d期間保持較為穩(wěn)定水平,其平均值分別為0.26, 0.68, 0.96mmol/g. 在添加電子傳遞抑制劑抗霉素A與魚藤酮后,R1與R2生物凈化體系O2-?含量明顯更高(圖5a),其氧化脅迫作用將更為明顯. 與此相對(duì)應(yīng),這兩個(gè)生物體系中MDA含量相對(duì)稍高,且R2反應(yīng)器內(nèi)MDA含量在3個(gè)反應(yīng)體系中處于最高水平(圖5b),與該反應(yīng)體系呈現(xiàn)高活性氧(ROS)、低PH3去除率(圖2)正好相一致.

采用EPR儀測(cè)試運(yùn)行15d條件下各生物凈化體系中自由基生成情況.從圖6可以看出,3個(gè)PH3凈化體系中均可檢測(cè)到活性氧HO?以及O2-?或其他環(huán)境持久性自由基[20]存在,且添加抑制劑的R1和R2生物反應(yīng)器中ROS強(qiáng)度明顯高于對(duì)照組R0. PH3本身具有一定的生物毒性,其生物凈化體系添加抗霉素A或魚藤酮后,有機(jī)底物代謝過(guò)程的電子傳遞受到更進(jìn)一步的抑制,ROS累積現(xiàn)象更為明顯. ROS可以攻擊細(xì)胞膜上的多不飽和脂肪酸并導(dǎo)致脂質(zhì)結(jié)構(gòu)過(guò)度氧化[21],其典型產(chǎn)物MDA含量相對(duì)更高,這也將明顯抑制PH3的生物凈化效果.

1-HO?特征峰;2-EPFRs特征峰(包括O2-?)

2.4.2 氧化酶活性 從不同生物反應(yīng)器中氧化酶活性(圖7)可以看出,凈化體系運(yùn)行較為穩(wěn)定時(shí),添加抗霉素A或魚藤酮抑制劑的R1與R2反應(yīng)器SOD酶活性略低于R0對(duì)照組,但其CATase活性卻相對(duì)較高. 14～17d期間,R0、R1與R2生物反應(yīng)器內(nèi)SOD酶活性平均值分別為185.4, 165.6, 141.1U/ g,其相應(yīng)的CATase活性平均值分別為25.1, 37.7, 48.0U/g. R0反應(yīng)器中微生物體內(nèi)O2-?累積本身并不十分明顯(圖5a),但SOD酶活性相對(duì)稍高,活性氧對(duì)生物體的氧化脅迫作用得以減弱,這也反映出生物凈化體系在受到PH3生物毒性[22]后具有一定的自我調(diào)控功能.

生物體內(nèi)O2-?在SOD酶作用下可分解為H2O2;而H2O2也會(huì)引發(fā)生成自由基HO?,對(duì)胞內(nèi)物質(zhì)同樣具有較強(qiáng)的氧化作用,只有在CATase活性也得以增強(qiáng)的條件下,H2O2最終分解為O2與H2O,這種氧化脅迫作用才會(huì)得以緩解.添加抑制劑的R1與R2反應(yīng)體系O2-?含量相對(duì)較高,但SOD酶活性卻并沒(méi)有相應(yīng)顯著增加,很明顯,由O2-?導(dǎo)致的生物體胞內(nèi)物質(zhì)過(guò)度氧化會(huì)更為明顯.圖6b也表明,R1與R2這2個(gè)體系中CATase活性相比空白對(duì)照組均有所提升,有利于促進(jìn)O2-?代謝產(chǎn)物H2O2的進(jìn)一步分解,從而減輕自由基HO?對(duì)微生物體的不利影響.以上研究結(jié)果表明:微生物體內(nèi)活性氧的類型及其濃度均會(huì)直接影響PH3生物凈化效果.

3 凈化過(guò)程的抑制因子及作用途徑

生化反應(yīng)取決于各種酶的活性,而金屬陽(yáng)離子對(duì)其具有重要作用,運(yùn)行時(shí)間第15d時(shí)3個(gè)生物反應(yīng)器上清液中金屬離子濃度比較如表1所示. 相比每天置換而添加的液體培養(yǎng)基,PH3生物凈化體系上清液中Fe3+、Cu2+、Mn4+、Mg2+這4種離子的濃度均有所降低,尤其以Fe3+、Mg2+兩類離子下降程度更為顯著;相反,生物凈化體系中K+離子濃度略微升高,而Na+離子濃度明顯高于液體培養(yǎng)基. 添加抗霉素A或魚藤酮后,R1與R2生物反應(yīng)器中上清液Fe3+濃度高于空白對(duì)照組,但Cu2+、Mn4+離子濃度反而相對(duì)較低.以上研究結(jié)果表明:不同類型的金屬離子與PH3生物凈化效果密切關(guān)聯(lián).

表1 生物凈化體系上清液中金屬離子濃度(mg/L)

基于生物化學(xué)基本原理與本研究試驗(yàn)結(jié)果,PH3生物凈化體系潛在的抑制因子及作用途徑如圖8所示.對(duì)于PH3生物凈化體系,C6H12O6為微生物生長(zhǎng)提供碳源物質(zhì),有機(jī)底物經(jīng)TCA循環(huán)最終轉(zhuǎn)化為CO2與H2O,該過(guò)程同時(shí)伴隨著質(zhì)子、電子的傳遞與產(chǎn)能代謝.當(dāng)代謝過(guò)程電子傳遞受到明顯抑制時(shí),生物體系對(duì)碳源-葡萄糖的分解代謝作用也有所下降,酸累積的現(xiàn)象得以適當(dāng)緩解,R1與R2兩個(gè)吸收體系在置換吸收液1/8并隨后運(yùn)行24h時(shí),其pH均稍高于對(duì)照組R0反應(yīng)器(圖3b).由于底物代謝,各反應(yīng)器微生物混合液pH值降至4.6～6.0,此時(shí)細(xì)胞外H+通過(guò)質(zhì)子泵機(jī)制進(jìn)入微生物體內(nèi),從而導(dǎo)致胞內(nèi)鉀離子(K+)或鈉離子(Na+)遷移至溶液中,生物體系吸收液中K+、Na+含量明顯高于液體培養(yǎng)基(表1).有毒氣體PH3對(duì)微生物存在脅迫作用,引起胞內(nèi)ROS增加[4];另外,魚藤酮與抗霉素A均會(huì)抑制呼吸鏈氫和電子的傳遞,使氧化作用受阻,ATP無(wú)法合成;魚藤酮抑制NADH向CoQ的轉(zhuǎn)化過(guò)程(I過(guò)程),抗霉素A則抑制細(xì)胞色素b到細(xì)胞色素c1代謝進(jìn)程(II過(guò)程)[15-16].生物氧化過(guò)程中電子傳遞受阻時(shí),累積的活性氧ROS更為明顯(圖5和6),會(huì)對(duì)微生物細(xì)胞膜多不飽和脂肪酸(PUFA)造成過(guò)度氧化,生物體內(nèi)MDA含量相應(yīng)有所上升.為抵抗活性氧的潛在不利影響,更多的Fe、Cu、Mg等金屬陽(yáng)離子將遷移轉(zhuǎn)運(yùn)至微生物體內(nèi)(表1),氧化酶活性得以不同程度的增強(qiáng)(圖7),從而緩解由活性物質(zhì)O2-?或HO?導(dǎo)致的氧化脅迫作用.

圖8 PH3生物凈化過(guò)程的抑制因子及作用途徑

4 結(jié)論

4.1 PH3生物凈化體系中添加抗霉素A或魚藤酮后,生化代謝進(jìn)程受到抑制,生物體內(nèi)活性氧累積更為明顯,MDA含量相對(duì)較高,PH3去除效率相應(yīng)下降.

4.2 采用生物技術(shù)凈化處理低濃度PH3尾氣時(shí),可考慮在凈化過(guò)程中添加活性氧清除劑以降低ROS氧化脅迫作用,從而提升PH3生物凈化效能.

4.3 PH3生物凈化過(guò)程中,上清液正磷酸鹽濃度維持在較低水平,PH3經(jīng)生物轉(zhuǎn)化后更多存儲(chǔ)于微生物體內(nèi);碳源代謝導(dǎo)致體系pH值下降,引發(fā)生物體胞內(nèi)Na+、K+流失并對(duì)凈化過(guò)程產(chǎn)生不利影響.吸收液pH值環(huán)境、生物體內(nèi)活性氧累積及氧化酶活性等因素均明顯影響PH3生物凈化效果.

[1] Fan Y, Lv M, Niu X J, et al. The key step of gaseous phosphorus release in anaerobic digestion [J]. Process Safety and Environmental Protection, 2020,137:238-245.

[2] 王 強(qiáng),耿金菊,金紅梅,等.太湖沉積物中微生物和磷化氫的時(shí)空分布及關(guān)系 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2006,(3):350-354. Wang Q, Geng J J, Jin H M, et al. Temporal and spatial distributions of microbes and phosphine in Lake Taihu sediments [J]. China Environmental Science, 2006,(3):350-354.

[3] 鄧 菁.微生物法去除一氧化碳?xì)庵辛谆瘹涞难芯縖D]. 昆明:昆明理工大學(xué), 2013. Deng Q. The study biological removal the PH3in the carbon monoxide [D]. Kunming: Kunming University of Science and Technology, 2013.

[4] 肖 瑢,劉樹(shù)根,楊 希,等.活性污泥體系中磷化氫生物降解特性 [J]. 環(huán)境工程學(xué)報(bào), 2018,12(3):855-862. Xiao R, Liu S G, Yang X, et al. Biodegradation characteristics of phosphine in activated sludge systerm [J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2018,12(3):855-862.

[5] 劉樹(shù)根,蘇福家,李 婷,等.生物滴濾法凈化低濃度磷化氫及其微生物群落分析 [J]. 環(huán)境工程學(xué)報(bào), 2018,12(12):124-132. Liu S G, Su F J, Li T, et al. Purification of low concentration phosphine by bio-trickling filter system and analysis of microbial community [J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2018,12(12):124-132.

[6] 倪建國(guó),吳成強(qiáng),朱潤(rùn)曄,等.生物滴濾塔反硝化凈化NO廢氣的啟動(dòng) [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2008,28(5):444-448. Ni J G, Wu C Q, Zhu R Y, et al. Study on start-up of biotrickling filter for nitric oxide denitrification [J]. China Environmental Science, 2008,28(5):444-448.

[7] 付 梅.磷化氫對(duì)海洋微藻的影響及作用機(jī)制研究 [D]. 北京:中國(guó)科學(xué)院, 2013. Fu M. The effect and mechanism of phosphine on marine algae [D]. Chinese Academy of Science, 2013.

[8] 汪麗軍,劉 濤,董書軍,等.磷化氫熏蒸對(duì)桔小實(shí)蠅氧化代謝體系的影響研究 [J]. 中國(guó)農(nóng)學(xué)通報(bào), 2013,29(33):351-357. Wang L J, Liu T, Dong S J, et al. The effect of phosphine fumigation on oxidative metabolism of bactrocera dorsalis hendel [J]. Chinese Agricultural Science Bulletin, 2013,29(33):351-357.

[9] 李 麗,牛曉君,陸美青,等.環(huán)境中磷化氫對(duì)水稻根際環(huán)境與土壤有效磷的影響研究 [J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2015,35(6):1851-1857. Li L, Miu X J, Lu M Q, et al. Effect of phosphine in the environment on rice rhizosphere and available phosphorus in soil [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2015,35(6):1851-1857.

[10] 國(guó)家環(huán)境保護(hù)總局.水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法 [M]. 4版.北京:中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社, 2002.SEPA(State Environmental Protection Administration). Methods for monitoring and analysis of water and wastewater (4th Edition) [M]. Beijing: China Environmental Press, 2002.

[11] GB/T 23195-2008 蜂花粉中過(guò)氧化氫酶的測(cè)定方法紫外分光光度法 [S]. GB/T 23195-2008 Method for the determination of catalase in bee pollen—Ultaraviolet spectrophotometry [S].

[12] Liu S G, Yang X, Yao X F. Impacts of ammonia nitrogen on autothermal thermophilic micro-aerobic digestion for sewage sludge treatment [J]. Chemosphere, 2018,213:268-275.

[13] 劉 曼,李一兵,王彥斌,等.摻銅介孔碳活化過(guò)硫酸氫鹽高效降解雙酚A [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2017,37(11):4151-4158.Liu M, Li Y B, Wang Y B, et al. Activation of peroxymonosulfate by copper doped ordered mesoporous carbon for efficient destruction of bisphenol A [J]. China Environmental Science, 2017,37(11):4151-4158.

[14] 張秋萍,吳霞紅,鄭劍恒,等.生物樣本中丙二醛測(cè)定方法的研究進(jìn)展 [J]. 理化檢驗(yàn):化學(xué)分冊(cè), 2016,52(8):979-985. Zhang Q P, Wu X H, Zheng J H, et al. Progress of researches on methods for determination of malondialdehyde in biological samples [J]. Physical Testing and Chemical Analysis (Part B:Chemical Analysis), 2016,52(8):979-985.

[15] 邱小忠,歐陽(yáng)鈞,余 磊,等.抗霉素A抑制PC12細(xì)胞線粒體COⅡ基因表 [J]. 神經(jīng)解剖學(xué)雜志, 2004,20(2):167-170. Qiu X Z, Ou Y J, Yu L, et al. Antimycin A inhibit the expressiion of mitochondrial COⅡ Gene in PC12Cells [J]. Chinese Journal of Neuroanatomy, 2004,20(2):167-170.

[16] 陳 莎,張 翔,張舒越,等.抗霉素A直接刺激線粒體所引起的超氧陰離子含量和膜電位變化的單線粒體水平研究 [J]. 廈門大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2013,52(4):525-530. Chen S, Zhang X, Zhang S Y, et al. Study the effect of antimycin A on superoxide anion production and mitochondrial membrane potential of isolated mitochondria at the single-mitochondrion level [J]. Journal of Xiamen University(Natural Science), 2013,52(4):525-530.

[17] 竺飛燕,張 雄,王百辰,等.魚藤酮誘導(dǎo)PC12細(xì)胞凋亡及線粒體膜電位變化 [J]. 中國(guó)藥理學(xué)通報(bào), 2014,30(2):266-269. Zhu F Y, Zhang X, Wang B C, et al. Rotenone induces apoptosis of PC12 cells and alteration in mitochondrial membrane potential [J]. Chinese Pharmacological Bulletin, 2014,30(2):266-269.

[18] 鄧 勇,逯 軍.魚藤酮致線粒體氧化損傷的作用和機(jī)制[J]. 中南大學(xué)學(xué)報(bào)(醫(yī)學(xué)版), 2014,39(10):1093-1099. Deng Y, Lu J. Role of rotenone in mitochondrial oxidative damage and the underlying mechanisms [J]. Journal of Central South University (Medical Science), 2014,39(10):1093-1099.

[19] Li T, Liu S G, Yao X F. Addition of reactive oxygen scavenger to enhance PH3biopurification: Process and mechanism [J]. Process Safety and Environmental Protection, 2020,142:118-125.

[20] Khachatryan L, Dellinger B. Environmentally persistent free radicals (EPFRs)-2. Are free hydroxyl radicals generated in aqueous solutions? [J]. Environmental Science & Technology, 2011,45(21):9232-9239.

[21] Ahamd S, Maryam P, Bahareh S Y, et al. Inhibition of glucose-6-phosphate dehydrogenase protects hepatocytes from aluminum phosphide-induced toxicity [J]. Pesticide Biochemistry & Physiology, 2017,143:141-146.

[22] Wang Z, Gao M, Wang Z, et al. Effect of salinity on extracellular polymeric substances of activated sludge from an anoxic-aerobic sequencing batch reactor [J]. Chemosphere, 2013,93(11):2789-2795.

Inhibition mechanism of phosphine biological purification system.

YU Shuo, LIU Shu-gen*, LI Ting

(Faculty of Environmental Science and Engineering, Kunming University of Science and Technology, Kunming 650500, China)., 2021,41(5)：2219～2225

Two electron transport inhibitors (rotenone and anti-mycin A) were introduced to phosphine bio-purification systems, then comparative experiments were conducted to investigate the variations of the microbial growth and metabolisms, phosphorus transport and transformation, the production of reactive oxygen species (ROS), and oxidase activities. When rotenone and anti-mycin A were respectively added to R1 and R2 bioreactors, the average O2-? content in these two systems increased to 0.68 and 0.96 mmol/g during the operation time of 14～17 days, which was significantly higher than control group (i.e. R0 reactor). Besides O2-?, another kind of reactive oxygen species, i.e. HO?, was also detected in bio-purification systems. In addition, due to the ROS accumulation, the malondialdehyde (MDA) content in microorganisms kept at a high level, caused the purification efficiency of phosphine less than 75%. The average phosphine removal efficiency in the R1 and R2 bioreactors decreased to 65.1% and 59.5% respectively, after 15～17 days operation. The factors, e.g., pH, ROS, and oxidase activity, had significant effects on phosphine biological purification. As metal cations such as Mg2+and Cu2+migrated into the microbial cells, the enzyme activities of superoxide dismutase and catalase were dramatically improved, which led to the alleviation of the oxidative stress derived from the reactive species such as O2-? and HO?. As the consequence, the purification efficacy of phosphine was improved moderately.

phosphine；biotransformation；inhibition；reactive oxygen species

X701

A

1000-6923(2021)05-2219-07

余 碩(1995-),男,四川資陽(yáng)人,昆明理工大學(xué)碩士研究生,主要從事廢物資源化及環(huán)境生物技術(shù)方面研究工作.

2020-09-20

國(guó)家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(51868029)

*責(zé)任作者, 教授, bridgelsg@sina.com