固定化微生物的制备及其对土霉素的降解性能试验研究

摘要错误！未定义样式。3.3不同因素对IKS1降解土霉素的影响3.3.1投加量对IKS1降解土霉素的影响图3-9是不同IKS1投加量对土霉素的降解效果。如图3-9所示，当IKS1投加量少于0.15g时，其投加量与土霉素降解率成正比。投加量为0.05g、0.10g和0.15g时，土霉素的降解率分别为78.2%、85.2%、93.1%。原因是投加量过少，会导致IKS1对土霉素的吸附点位减少，KS1的附着孔隙也减少，甚至出现KS1固定不完全的情况，即部分细菌仍悬浮于溶液中，导致固定化微生物的优势不能完全体现出来。同时由于细菌附着孔隙较小，导致生物炭上的KS1密度过大从而抑制KS1的生长[47]。当IKS1的投加量大于0.15g时，IKS1对土霉素的降解率会略微降低。这是因为生物炭吸附的细菌过多，导致细菌堵塞了生物炭的孔道，阻碍了土霉素和氧气在生物炭内的传递扩散，进而抑制了KS1对土霉素的降解能力。同时过量生物炭中的挥发性有机物和环境持久性自由基抑制了KS1对土霉素的降解[48]。根据图3-9中IKS1对土霉素降解率的结果，当投加量为0.15g时，IKS1对土霉素的降解率达到了最高值，因此，后续实验中选择0.15g作为实验的最适投加量。图3-9投加量对IKS1降解土霉素的影响3.3.2初始土霉素浓度对IKS1降解土霉素的影响图3-10呈现出初始土霉素浓度发生变化时，对IKS1菌株降解效率所产生的影响规律，实验获取的数据显示，当处于初始浓度低于50mg/L的范围之中，IKS1的土霉素降解率会呈现出随着浓度而产生依赖性提高的趋势，并且在初始浓度为50mg/L的条件下，可达到峰值降解效率。原因是KS1可以利用较低浓度的土霉素作为碳源进行生长繁殖，随着土霉素含量的增加，可以利用的碳源增多，促使KS1快速繁殖，进而对土霉素的降解率也提高。同时，生物炭能够提高微生物系统的稳定性，避免了KS1直接暴露于危险环境中[49]。当初始土霉素浓度超过50mg/L后，IKS1对土霉素的降解率显著下降。原因是在高负荷下，土霉素对KS1产生了毒害作用，从而导致IKS1对土霉素的降解率降低。图3-10初始土霉素浓度对IKS1降解土霉素的影响3.3.3初始pH值对IKS1降解土霉素的影响图3-11是不同pH值对IKS1降解土霉素的影响。如图3-11所示，IKS1在中性和弱碱性环境中比酸性环境中降解率更高。首先，KS1生长的最适pH为中性和弱碱性，在呈酸性和强碱性的环境中，KS1的生长受到抑制，这是因为是pH值影响了KS1细胞膜蛋白的通透性和细胞外土霉素降解酶的活性。除此之外，溶液的pH值还会影响土霉素的电离程度，土霉素的pKa值分别为3.27、7.32、9.11。在不同pH范围内，土霉素分别以OTC+（pH<3.27）、OTC0（3.27<pH<7.32）、OTC-（7.32<pH<9.11）、OTC2-（pH>9.11）的形式存在。当环境中的pH值过酸或者过碱时，土霉素与生物炭表面均存在明显的静电斥力。在pH值为中性时，两者之间的静电斥力较小，生物炭的吸附作用最好[50]。当pH值为7时，IKS1对土霉素的降解率达到了最大值，为93.1%，相对于pH值为5、6、8、9时，分别提高了45.9%、16.5%、8.3%、23.1%。图3-11初始pH值对IKS1降解土霉素的影响3.3.4不同温度对IKS1降解土霉素的影响图3-12是不同温度对IKS1降解土霉素的影响。如图3-12所示，温度处于35℃以下的这个区间当中，土霉素的降解效率和温度呈现出一种正相关的关系，而且这种关系较为明显，其中当温度为35℃的时候，该抗生素的降解速率可达到一个峰值状态。这是因为KS1是一种嗜中温菌，在35℃时，KS1的酶活性最高，对土霉素的降解效率也最高。根据碰撞理论，温度升高还会加剧土霉素颗粒与细菌间的碰撞，从而增大土霉素颗粒与IKS1的接触面积[51]。根据Jiang等[52]的研究，生物炭在较高的温度下具有更好的吸附性能，在35℃时，IKS1能够吸附更多的土霉素并传递到生物炭的孔隙中，从而加快KS1对土霉素的降解。但是当温度超过35℃后，土霉素的降解率有所下降。这与张小红等[53]的研究具有相似性，原因可能是温度过高，KS1的细胞结构受到破坏，土霉素降解酶的活性也降低，从而导致土霉素降解率下降[54]。图3-12反应温度对IKS1降解土霉素的影响3.4IKS1的重复利用率IKS1重复降解土霉素的效果如图3-13所示，每经过1次回收后，IKS1对土霉素的降解效率都有所降低，这种情况的原因有两点。其一是在每次回收的过程中，由于KS1与生物炭的结合力较弱，导致IKS1上的降解菌经过冲洗而流失。其二可能是在进行下次实验之前，上次实验结束后生物炭内部吸附的土霉素还有残余，导致生物炭的吸附点位减少[55]。但是经过5次重复实验后，IKS1对土霉素的降解率仍能达到81.7%，表明IKS1具有良好的回收利用性。图3-13IKS15次重复实验对土霉素的降解效果结论当前，土霉素污染日益严重，已经被列入了《重点管控新污染物清单（2023年版）》，因此含土霉素废水排放前必需对其有效处理。生物法是处理含土霉素养殖废水常用且有效的方法，但筛选高效降解菌株颇具挑战，游离细菌还易流失、受外界干扰，影响降解效能。因此，高效筛选降解菌株并实现稳定利用，成为当前领域的关键问题。本研究从养猪场废水中筛选出一株高效降解土霉素的菌株，用生物炭材料固定化，取得的结论如下：1）运用16SrDNA分子鉴定技术，本研究于猪场废水样本里成功分离出一株有特殊代谢能力的菌株KS1，经鉴定此菌株为坐皮肤球菌（Kytococcussedentarius），它的突出特点是可把土霉素当作生长时唯一的碳源与氮源，单因素实验表明，菌株KS1最佳的降解条件为接种量为10%，pH值为7，温度为35℃，初始土霉素浓度为50mg/L，在此条件下，7d对50mg/L土霉素的降解率为70.3%。外加乙酸钠和胰蛋白胨均能促进土霉素的降解。2）将筛选出的高效降解土霉素的菌株KS1采用吸附法固定在生物炭PBC700上，记为IKS1。探讨了影响IKS1降解性能的因素，包括投加量、pH值、温度、初始土霉素浓度。结果表明，在投加量0.15g（IKP1与土霉素的质量比为30：1）、pH值为7、温度为35℃、处理时间7d时，IKS1对50mg/L土霉素的降解率达到93.1%。经过5次循环实验后，IKS1仍能降解81.7%的土霉素，具有良好的回收利用率。参考文献[1]J.ANTOS,M.PIOSIK,D.GINTER-KRAMARCZYK,etal.TetracyclinesContaminationinEuropeanAquaticEnvironments:AComprehensiveReviewofOccurrence,Fate,andRemovalTechniques[J].Chemosphere,2024,353:141519.[2]陶美.四环素降解菌筛选及其降解特性研究[D].[西安交通大学工学硕士论文].西安:西安交通大学,2018.[3]P.KOVALAKOVA,L.CIZMAS,T.J.MCDONALD,etal.OccurrenceandToxicityofAntibioticsintheAquaticEnvironment:aReview[J].Chemosphere,2020,251:126351.[4]C.N.LI,M.K.AWASTHI,J.LIU,etal.VeterinaryTetracyclineResidues:EnvironmentalOccurrence,Ecotoxicity,andDegradationMechanism[J].EnvironmentalResearch,2025,266:120417.[5]M.M.XIA,Q.Y.NIU,X.Y.QU,etal.SimultaneousAdsorptionandBiodegradationofOxytetracyclineinWastewaterbyMycolicibacteriumsp.ImmobilizedonMagneticBiochar[J].EnvironmentalPollution,2023,339:122728.[6]C.Q.CHEN,L.ZHENG,J.L.ZHOU,etal.PersistenceandRiskofAntibioticResiduesandAntibioticResistanceGenesinMajorMaricultureSitesinSoutheastChina[J].ScienceofTheTotalEnvironment,2017,580:1175-1184.[7]王志强,韩艳,张斌.土霉素在鸡粪中的残留及降解规律研究[J].农业环境科学学报,2011,30(10):2124-2129.[8]X.PAN,Z.M.QIANG,W.W.BEN,etal.ResidualVeterinaryAntibioticsinSwineManurefromConcentratedAnimalFeedingOperationsinShandongProvince,China[J].Chemosphere,2011,84(5):695-700.[9]L.Y.HE,G.G.YING,Y.S.LIU,etal.DischargeofSwineWastesRisksWaterQualityandFoodSafety:AntibioticsandAntibioticResistanceGenesfromSwineSourcestotheReceivingEnvironments[J].EnvironmentInternational,2016,92-93:210-219.[10]J.Y.ZENG,M.L.MENG,L.QI,etal.EnvironmentalRisksinSwineBiogasSlurry-irrigatedSoils:AComprehensiveAnalysisofAntibioticResidues,Resistome,andBacterialPathogens[J].EnvironmentInternational,2024,191:108954.[11]S.K.GURUGE,Z.M.HAN,ST.DAI,etal.SeasonalVariationofAntibioticResistanceGenesinActivatedSludgeofaFull-ScaleMunicipalWastewaterTreatmentPlant:ContributionofActivatedSludgeFunctionalTaxaandClinicallyRelevantTaxa[J].WaterResearch,2025,268:122598.[12]H.X.WU,R.J.LIU,G.J.LIU,etal.UnveilingAntibioticContaminationinSurfaceWater:AStudyoftheHuaiheRiverBasin'sHuaibeiPlain,aSignificantChineseHerbalMedicinePlantingRegion[J].ScienceofTheTotalEnvironment,2024,933:173125.[13]C.ZHANG,Y.Y.CHEN,S.L.CHEN,etal.Occurrence,RiskAssessment,andinVitroandinVivoToxicityofAntibioticsinSurfaceWaterinChina[J].EcotoxicologyandEnvironmentalSafety,2023,255:114817.[14]F.Y.HUANG,Z.Y.AN,M.J.MORAN,etal.RecognitionofTypicalAntibioticR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