国产AV88|国产乱妇无码在线观看|国产影院精品在线观看十分钟福利|免费看橹橹网站

廣西師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版)2022年第2期

發(fā)布時(shí)間:2022-10-16 | 雜志分類(lèi):其他
免費(fèi)制作
更多內(nèi)容

廣西師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版)2022年第2期

http:∥xuebao.gxnu.edu.cn[4] SUN Y G, MAYERS B T, XIA Y N. Template-engaged replacement reaction: a one-step approach to the large-scalesynthesis of metal nanostructures with hollow interiors[J]. Nano Letters, 2002, 2(5): 481-485.[5] LIU G L, FENG D Q, ZHENG W J, et al. An anti-galvanic replacement reaction of DNA templated silver nanoclustersmonitored by the light-scattering technique[J]. Chemical Communications, 2013, 49: 7941-7943.[6] BI Y P, YE J H. Heteroepitaxial growth of platinum nanocrys... [收起]
[展開(kāi)]
廣西師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版)2022年第2期
粉絲: {{bookData.followerCount}}
文本內(nèi)容
第151頁(yè)

http:∥xuebao.gxnu.edu.cn

[4] SUN Y G, MAYERS B T, XIA Y N. Template-engaged replacement reaction: a one-step approach to the large-scale

synthesis of metal nanostructures with hollow interiors[J]. Nano Letters, 2002, 2(5): 481-485.

[5] LIU G L, FENG D Q, ZHENG W J, et al. An anti-galvanic replacement reaction of DNA templated silver nanoclusters

monitored by the light-scattering technique[J]. Chemical Communications, 2013, 49: 7941-7943.

[6] BI Y P, YE J H. Heteroepitaxial growth of platinum nanocrystals on AgCl nanotubes via galvanic replacement reaction[J].

Chemical Communications, 2010, 46: 1532-1534.

[7] NETZER N L, TANAKA Z, CHEN B, et al. Tailoring the SERS enhancement mechanisms of silver nanowire LangmuirBlodgett films via galvanic replacement reaction[J]. Journal of Applied Physics. 2013, 117: 16187-16194.

[8] WU H X, RONG M C, MA Y, et al. PVP-mediated galvanic replacement growth of AgNPs on copper foil for SERS sensing

[J]. Micro and Nano Letters, 2020, 15: 590-594.

[9] JIANG Z L, LI C N, LIU Y Y, et al. A sensitive galvanic replacement reaction-SERS method for Au(III) with Victoria blue

B molecular probes in silver nanosol substrate[J]. Sensors and Actuators B: Chemical, 2017, 251: 404-409.

[10] YANG H X, HOU J G, WANG Z H, et al. Porous PtAg nanoshells/ reduced graphene oxide based biosensors for lowpotential detection of NADH[J]. Microchimica Acta, 2020, 187: 544.

[11] LI J B, WANG J H, ZHANG X X, et al. Highly selective detection of epidermal growth factor receptor by multifunctional

gold-nanoparticle-based resonance Rayleigh scattering method[J]. Sensors and Actuators B: Chemical, 2018, 273:

1300-1306.

[12] MA C J, ZHANG W A, SU Z Q, et al. Resonance Rayleigh scattering method for the determination of chitosan using

erythrosine B as a probe and PVA as sensitization[J]. Food Chemistry, 2018, 239: 126-131.

[13] LIANG A H, WANG Y H, WEN G Q, et al. A silver nanorod resonance Rayleigh scattering-energy transfer analytical

platform for trace tea polyphenols[J]. Food Chemistry, 2016, 197(Part A): 395-399.

[14] 李重寧, 潘宏程, 劉慶業(yè), 等. 多肽探針結(jié)合納米銀催化反應(yīng)-吸收測(cè)定 HCG[ J]. 廣西師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)

版), 2017, 35(4): 91-97.

[15] WANG H L, LIANG A H, WEN G Q, et al. A simple SPR absorption method for ultratrace Pb

2+

based on DNA zymeCOFPd nanocatalysis of Ni-P alloy reaction[J]. Sensors and Actuators B: Chemical, 2021, 330: 129381-129387.

[16] ZHANG Z H, LEI K N, LI C N, et al. A new and facile nanosilver SPR colored method for ultratrace arsenic based on

aptamer regulation of Au-doped carbon dot catalytic amplification[J]. Spectrochimica Acta Part A: Molecular and

Biomolecular Spectroscopy, 2020, 232: 118174-118182.

[17] LI C P, NIU Q F, WANG J G, et al. Bithiophene-based fluorescent sensor for highly sensitive and ultrarapid detection of

Hg

2+

in water, seafood, urine and live cells[ J]. Spectrochimica Acta Part A: Molecular and Biomolecular Spectroscopy,

2020, 233: 118208-118214.

[18] CHEN C G, VIJAY N, THIRUMALAIYASAN N, et al. Coumarin-based Hg

2+

fluorescent probe: fluorescence turn-on

detection for Hg

2+

bioimaging in living cells and zebrafish[ J]. Spectrochimica Acta Part A: Molecular and Biomolecular

Spectroscopy, 2019, 219: 135-140.

[19] TAN L L, CHEN Z B, ZHANG C, et al. Colorimetric detection of Hg

2+

based on the growth of aptamer-coated AuNPs: the

effect of prolonging aptamer strands[J]. Small, 2017, 13(14): 1603370-1603376.

[20] XING H K, XU J K, ZHU X F, et al. A new electrochemical sensor based on carboimidazole grafted reduced graphene

oxide for simultaneous detection of Hg

2+

and Pb

2+

[J]. Journal of Electroanalytical Chemistry, 2016, 782: 250-255.

[21] HU X, WANG W, HUANG Y M. Copper nanocluster-based fluorescent probe for sensitive and selective detection of Hg

2+

in

water and food stuff[J]. Talanta, 2016, 154: 409-415.

[22] REN W, ZHANG Y, CHEN H G, et al. Ultrasensitive label-free resonance Rayleigh scattering aptasensor for Hg

2+

using

Hg

2+

-triggered exonuclease III-assisted target recycling and growth of G-wires for signal amplification[J]. Analytical

Chemistry, 2016, 88(2): 1385-1390.

[23] ZHANG S T, ZHANG D X, ZHANG X H, et al. Ultratrace naked-eye colorimetric detection of Hg

2+

in wastewater and

serum utilizing mercury-stimulated peroxidase mimetic activity of reduced graphene oxide-PEI-Pd nanohybrids[J].

Analytical Chemistry, 2017, 89(6): 3538-3544.

[24] TAN F, CONG L C, SAUCEDO N M, et al. An electrochemically reduced graphene oxide chemiresistive sensor for

sensitive detection of Hg

2+

ion in water samples[J]. Journal of Hazardous Materials, 2016, 320: 226-233.

147

第152頁(yè)

廣西師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版),2022,40(2)

[25] YU J, SONG N, ZHANG Y K, et al. Green preparation of carbon dots by Jinhua bergamot for sensitive and selective

fluorescent detection of Hg

2+

and Fe

3+

[J]. Sensors and Actuators B: Chemical, 2015, 214: 29-35.

[26] NGERNPIMAI S, MATULAKUN P, TEERASONG S, et al. Gold nanorods enhanced resonance Rayleigh scattering for

detection of Hg

2+

by in-situ mixing with single-stranded DNA[J]. Sensors and Actuators B: Chemical, 2018, 255(Part 1):

836-842.

[27] TONG Y J, QI J X, SONG A M, et al. Electronic synergy between ligands of luminol and isophthalic acid for fluorescence

ratiometric detection of Hg

2+

[J]. Analytica Chimica Acta, 2020, 1128: 11-18.

[28] GAYATHRI J, SELVAN K S, NARAYANAN S S. Fabrication of carbon nanotube and synthesized octadentate ligand

modified electrode for determination of Hg(II) in sea water and lake water using square wave anodic stripping voltammetry

[J]. Sensing and Bio-Sensing Research, 2018, 19: 1-6.

[29] MANIVANNAN S, KANG D K, KIM K. Silicate sol-gel functionalized rGO-Ag sensor-probe for spectral detection of Hg

(II) ions[J]. Materials Research Bulletin, 2018, 106: 144-151.

[30] SAENCHOOPA A, BOONTA W, TALODTHAISONG C, et al. Colorimetric detection of Hg( II) by γ-aminobutyric acidsilver nanoparticles in water and the assessment of antibacterial activities[ J]. Spectrochimica Acta Part A: Molecular and

Biomolecular Spectroscopy, 2021, 251: 119433-119438.

A New Strategy for the Determination of Trace Mercury by Resonance Rayleigh

Scattering Method Based on Nano-gold Catalytic Amplification and

Galvanic Replacement Reaction-phosphomolybdic Acid

LIU Qiwen

1,2

, LI Dan

1,2

,HUANG Xiaofang

1,2

, LIANG Aihui

1,2?

, JIANG Zhiliang

1,2?

(1. Key Laboratory of Ecology of Rare and Endangered Species and Environmental Protection (Guangxi Normal University),

Ministry of Education, Guilin Guangxi 541006, China; 2. Guangxi Key Laboratory of Environmental

Pollution Control Theory and Technology (Guangxi Normal University), Guilin Guangxi 541006, China)

Abstract: Phosphomolybdic acid particles have a resonance Rayleigh scattering (RRS) effect, which produces a

RRS peak at 450 nm. In the HCOOH-HCOONa buffer solution at pH = 3.1, gold nanoparticles (AuNPs) can

catalyze the reaction of phosphomolybdic acid-formic acid to produce phosphomolybdenum blue, making the RRS

intensity of phosphomolybdic acid linearly decrease at 450 nm. Hg

2+

can undergo a galvanic replacement reaction

with AuNPs, thereby inhibiting the catalytic effect of AuNPs. In the range of 2.5×10

-4 -3.5 μmol / L, as the

concentration of Hg

2+

increases, the catalytic effect of AuNPs gradually weakens, the color of the reaction

solution gradually changed from blue to colorless, and the resonance Rayleigh scattering peak of the system at

450 nm increases linearly. The regression equation is ΔI = 0.32C+46.1, and the detection limit is 0.18 nmol / L.

This method is used for the detection of Hg

2+

in wastewater, and the results are satisfactory.

Keywords: mercury; nano-gold catalytic; galvanic replacement; phosphorus molybdenum blue; resonance

Rayleigh scattering

(責(zé)任編輯 王龍杰)

148

第153頁(yè)

第 40 卷 第 2 期

2022 年 3 月

廣西師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版)

Journal of Guangxi Normal University (Natural Science Edition)

Vol. 40 No. 2

Mar. 2022

DOI: 10.16088 / j.issn.1001-6600.2021021501 http: xuebao.gxnu.edu.cn

袁冬梅,齊躍明,黃光明,等. 基于水庫(kù)調(diào)蓄和地災(zāi)協(xié)同控制的地下水資源高效利用研究[ J]. 廣西師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2022, 40

(2): 149-157. YUAN D M, QI Y M, HUANG G M, et al. Efficient utilization of groundwater resources based on reservoir regulation and coordinated

control of geological disasters[J]. Journal of Guangxi Normal University (Natural Science Edition), 2022, 40(2): 149-157.

基于水庫(kù)調(diào)蓄和地災(zāi)協(xié)同控制的地下水

資源高效利用研究

袁冬梅1,2

, 齊躍明1?

, 黃光明3

, 王俊萍1

, 馬儀鵬1

(1. 中國(guó)礦業(yè)大學(xué) 資源與地球科學(xué)學(xué)院, 江蘇 徐州 221116; 2. 浙江省環(huán)境科技有限公司

嘉興分公司, 浙江 嘉興 314000; 3. 福建省煤田地質(zhì)勘察院, 福建 福州 350005)

摘 要: 為高效利用福建永安-大湖盆地地下水資源, 運(yùn)用現(xiàn)場(chǎng)調(diào)查、 資料分析、 數(shù)值模擬及水文分析等方法, 分析了

盆地水資源調(diào)蓄能力及開(kāi)采時(shí)可能引起的環(huán)境地質(zhì)問(wèn)題。 考慮水庫(kù)調(diào)蓄和環(huán)境地質(zhì)問(wèn)題協(xié)同控制約束, 圈劃出了面積約

為 37.38 km

2 的適宜開(kāi)采區(qū), 計(jì)算出該區(qū)可利用庫(kù)容為 1.362×10

7 m

3

, 可調(diào)蓄庫(kù)容為 8.03×10

6 m

3

。 在此基礎(chǔ)上, 運(yùn)用數(shù)

值模擬和水文分析方法計(jì)算得出可開(kāi)采資源量分別為 40 619.45 和 36 957.48 m

3

/ d。 提出采用分區(qū)開(kāi)采、 分質(zhì)供水、 雨洪

資源化、 節(jié)約用水 4 種途徑提高永安-大湖盆地地下水資源利用率, 實(shí)現(xiàn)水資源綜合配置平衡, 控制環(huán)境地質(zhì)災(zāi)害。 本研

究為當(dāng)?shù)厮Y源高效利用提供依據(jù), 又為同類(lèi)地區(qū)水資源利用提供借鑒意義。

關(guān)鍵詞: 地下水; 水庫(kù)調(diào)蓄; 控災(zāi)開(kāi)采; 可開(kāi)采資源量; 高效利用

中圖分類(lèi)號(hào): P641;X523 文獻(xiàn)標(biāo)志碼: A 文章編號(hào): 1001-6600(2022)02-0149-09

地下水是水資源的重要組成部分,是農(nóng)業(yè)灌溉、工礦和城市用水的重要水源之一[1-2]

。 巖溶地區(qū)由于

生態(tài)環(huán)境脆弱、防污性能差,以往掠奪式開(kāi)采的水資源開(kāi)發(fā)利用方式往往會(huì)帶來(lái)許多環(huán)境問(wèn)題,無(wú)法滿(mǎn)足

現(xiàn)代社會(huì)經(jīng)濟(jì)和生態(tài)環(huán)境的協(xié)調(diào)健康發(fā)展。 因而,巖溶地下水資源開(kāi)發(fā)要從單目標(biāo)的水庫(kù)調(diào)度逐漸過(guò)渡

到多目標(biāo)的地表水與地下水聯(lián)合調(diào)度,從單純追求經(jīng)濟(jì)效益到社會(huì)、經(jīng)濟(jì)和生態(tài)的綜合效益[3-5]

。 利用地

下水庫(kù)調(diào)蓄水資源,可以通過(guò)對(duì)含水層有計(jì)劃地補(bǔ)給與回采,實(shí)現(xiàn)水資源的可持續(xù)利用,并有效改善生態(tài)

環(huán)境[6-11]

根據(jù)現(xiàn)場(chǎng)調(diào)查及以往資料[12-14]

,福建永安-大湖盆地受地層、構(gòu)造控制,為一個(gè)相對(duì)獨(dú)立的開(kāi)放式巖溶

地下水庫(kù)。 區(qū)內(nèi)地下水開(kāi)采源以碳酸鹽巖類(lèi)裂隙溶洞水為主,且地下水動(dòng)態(tài)主要受降雨因素影響,具有明

顯的季節(jié)性變化特征。 在巖溶地區(qū)地貌特點(diǎn)及其工程意義方面,前人做了較多的研究。 趙舉興[15]

、黃光

明等[16-17]依托福建三明城市地質(zhì)調(diào)查項(xiàng)目,運(yùn)用現(xiàn)場(chǎng)調(diào)查、微動(dòng)探測(cè)等方法對(duì)永安-大湖盆地巖溶地貌特

征、雙向演化過(guò)程及工程地質(zhì)意義進(jìn)行了研究;趙天石[8] 在地下水庫(kù)調(diào)蓄問(wèn)題的探討中對(duì)環(huán)保型水資源

開(kāi)發(fā)提出了前景;王從榮等[18]在地下水庫(kù)研究的現(xiàn)狀和展望中指出,地下水庫(kù)的環(huán)境效益評(píng)價(jià)及地下水

庫(kù)水質(zhì)的污染防護(hù)是近幾年地下水庫(kù)研究的重要內(nèi)容;肖飛鵬等[19]對(duì)漓江青獅潭水庫(kù)提出了具體的生態(tài)

補(bǔ)償方式和手段。 在地下水資源利用方面,陳洪元等[20]

、顧尚義等[21] 以貴州巖溶地下水庫(kù)為背景,從巖

溶地質(zhì)概況、成庫(kù)條件、庫(kù)容分析、降雨補(bǔ)給及工程效益方面,闡述利用雨水資源在巖溶山區(qū)進(jìn)行地下水庫(kù)

興建運(yùn)行的設(shè)想及可行性;齊躍明等[22]針對(duì)淄博農(nóng)業(yè)、生活供水短缺,提出在抽水試驗(yàn)基礎(chǔ)上,利用補(bǔ)償

疏干法對(duì)巖溶地下水資源量進(jìn)行評(píng)價(jià)。 在區(qū)域水資源規(guī)劃利用方面,李世君等[23]結(jié)合水文地質(zhì)條件和調(diào)

蓄條件,論述了北京利用地下水庫(kù)調(diào)蓄功能建立應(yīng)急水源地的必要性和可行性,對(duì)應(yīng)急水源地的選址依據(jù)

收稿日期: 2021-02-15 修回日期: 2021-03-22

基金項(xiàng)目: 國(guó)家自然科學(xué)基金(41741020); 中國(guó)礦業(yè)大學(xué)未來(lái)杰出人才助力計(jì)劃項(xiàng)目(2020WLJCRCZL003); 江蘇

省研究生科研與實(shí)踐創(chuàng)新計(jì)劃(SJCX20_0814)

通信作者: 齊躍明(1977—), 男, 湖南長(zhǎng)沙人, 中國(guó)礦業(yè)大學(xué)副教授, 博士。 E-mail: ym_qi@126.com

第154頁(yè)

廣西師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版),2022,40(2)

和規(guī)劃建設(shè)進(jìn)行了初步探討;王浩等[24]從內(nèi)在機(jī)制、實(shí)踐進(jìn)程和評(píng)價(jià) 3 方面系統(tǒng)評(píng)述了狹義流域水資源

合理配置研究進(jìn)展;劉倞[25]針對(duì)我國(guó)地下水利用現(xiàn)狀提出具體的地下水資源合理開(kāi)發(fā)利用措施。

然而,現(xiàn)有研究中,既考慮地下水庫(kù)調(diào)蓄能力,又考慮控制地下水開(kāi)采所引起的環(huán)境地質(zhì)問(wèn)題的水資

源綜合利用研究甚少,特別對(duì)于福建永安-大湖地區(qū),類(lèi)似的研究還未見(jiàn)報(bào)道。 顯然,對(duì)于巖溶地區(qū),如果

不考慮地下水庫(kù)調(diào)蓄能力與環(huán)境地質(zhì)問(wèn)題協(xié)同控制的綜合約束,就無(wú)法科學(xué)合理地評(píng)價(jià)地下水可開(kāi)采資

源量,將導(dǎo)致區(qū)內(nèi)水資源補(bǔ)采不平衡,甚至出現(xiàn)巖溶地面塌陷問(wèn)題。

本文在區(qū)域水文地質(zhì)調(diào)查的基礎(chǔ)上,通過(guò)科學(xué)測(cè)算,基于水庫(kù)調(diào)蓄和地災(zāi)協(xié)同控制綜合約束,提出科

學(xué)控災(zāi)開(kāi)采條件下的地表水-地下水聯(lián)合調(diào)蓄方法進(jìn)行水資源的高效利用。 通過(guò)分區(qū)控制性開(kāi)采規(guī)避巖

溶塌陷,分質(zhì)供水、雨洪資源化緩解水資源污染,市場(chǎng)調(diào)節(jié)、改進(jìn)工藝、中水利用等節(jié)水手段實(shí)現(xiàn)水資源綜

合配置平衡,抑制區(qū)域環(huán)境水文地質(zhì)災(zāi)害,實(shí)現(xiàn)水資源的高效利用。 同時(shí),研究也為解決福建三明永安地

區(qū)在地表水污染等緊急情況下的應(yīng)急供水問(wèn)題,保護(hù)區(qū)域地下水環(huán)境、保障供水安全提供科學(xué)決策依據(jù),

為三明市整體社會(huì)經(jīng)濟(jì)可持續(xù)發(fā)展提供水資源基礎(chǔ)保障。

1 研究區(qū)概況

永安-大湖盆地所處區(qū)域?yàn)楦=ㄊ∪魇兄攸c(diǎn)開(kāi)發(fā)建設(shè)區(qū)域,經(jīng)濟(jì)較發(fā)達(dá),是新材料、竹產(chǎn)業(yè)、紡織等

產(chǎn)業(yè)基地,主要包括永安市城區(qū)及其附近的大湖鎮(zhèn)和曹遠(yuǎn)鎮(zhèn),位于 117°17′ ~ 117°24′E、25°54′ ~ 26°05′N(xiāo),

北起大湖鎮(zhèn)嶺崗村,南止洛溪村,東起益口,西止蝦蛤,總面積 71.14 km

2

。 研究區(qū)屬中亞熱帶季風(fēng)氣候,受

大陸性和海洋性季風(fēng)的影響,形成氣候溫暖、潮濕、降水充沛、四季分明的特點(diǎn)。 多年平均溫度 19.07 ℃ ,

多年平均降水量 1 683.9 mm,多年平均蒸發(fā)量 1 333.0 mm,降雨量大于蒸發(fā)量,為地下水提供了較豐富的

補(bǔ)給源。 中部和南部屬河谷地貌,北部屬低山丘陵地貌及巖溶地貌,地勢(shì)中間低,南、北兩側(cè)高。 沙溪是研

究區(qū)內(nèi)最大的地表徑流,屬雨水補(bǔ)給型河流,從中部貫穿全區(qū),河水自西向東流,研究區(qū)南部的巴溪屬沙溪

支流,河水自南向北匯入沙溪。

2 水文地質(zhì)條件

永安-大湖盆地巖溶地下水成北西向展布,長(zhǎng)條形,四面環(huán)山,巴溪-沙溪河貫穿南北,為一裸露-覆蓋埋藏型為主的巖溶盆地。 其東西分水嶺為地下水流動(dòng)系統(tǒng)外圍邊界,南部一段為斷層隔水邊界,一段為河

流邊界,北部為給定水頭邊界,基底為變質(zhì)巖,區(qū)域內(nèi)溶洞發(fā)育,在垂直方向上多呈層狀分布,整體可看成

一個(gè)相對(duì)獨(dú)立的開(kāi)放式巖溶地下水庫(kù)。

根據(jù)《福建省區(qū)域地質(zhì)志》(2016 版)及現(xiàn)場(chǎng)調(diào)查,永安地區(qū)地層發(fā)育較全(表 1),地層自老至新有泥

盆系桃子坑組(D3

tz)、石炭系林地組(C1

l)、二疊系船山組(P1

c)、二疊系棲霞組(P2 q)、二疊系文筆山組

(P2w)、二疊系童子巖組(P2

t)、二疊系翠屏山組(P3

cp)、侏羅系長(zhǎng)林組(J3

c)、侏羅系南園組(J3 n)、侏羅系

坂頭組(J3 b)、白堊系沙縣組(K2

s)、白堊系赤石群(K2

ch)、第四系(Q)。 區(qū)內(nèi)無(wú)侵入巖體分布,地質(zhì)構(gòu)造

復(fù)雜,斷裂縱橫交錯(cuò),主要分布有 3 條近平行的斷裂,斷裂走向北西-南東向,傾向北東,高傾角,區(qū)內(nèi)延伸

長(zhǎng)度 7~8 km,切割地層主要有二疊系童子巖組、文筆山組、棲霞組和石炭系林地組地層。

研究區(qū)地下水有松散巖類(lèi)孔隙水、碎屑巖類(lèi)孔隙裂隙水、基巖裂隙水、碳酸鹽類(lèi)裂隙巖溶水 4 種類(lèi)型,

但前 3 種在研究區(qū)富水性貧乏,供水意義不大(圖 1)。 后一種含水巖組主要包括二疊系船山組和二疊系

棲霞組灰?guī)r等,根據(jù)出露條件又可分為裸露型、覆蓋型和埋藏型 3 種類(lèi)型。

裸露型碳酸鹽巖類(lèi)裂隙溶洞水主要分布于永安盆地的大湖-坑邊一帶,地貌形態(tài)多為孤峰或殘丘,發(fā)

育有溶洞、溶溝、溶槽、石林、巖壁、漏斗等。 地下水賦存于裂隙溶洞中,以大氣降水垂直入滲為主,臨區(qū)基

巖裂隙水以側(cè)向補(bǔ)給為輔,徑流較短促,并以泉的形式就近排泄。 泉流量較大,多為 1 ~ 10 L / s,富水性豐

富-中等。

150

第155頁(yè)

http:∥xuebao.gxnu.edu.cn

表 1 地層一覽表

Tab. 1 Stratigraphic chart

地層名稱(chēng) 符號(hào) 厚度/ m 巖性 分布范圍

第四系沖洪積層

Q

ap1

h 5~ 60 上部粘土、粉質(zhì)粘土,下部砂、礫 永安盆地一級(jí)階地、河床

Q

ap1

p3 3~ 20 泥質(zhì)礫卵石、含礫粘土、砂質(zhì)粘土 永安盆地二級(jí)階地

Q

ap1

p2 3~ 10 泥質(zhì)礫卵石、泥質(zhì)粗砂礫石、粘土 永安盆地二、三級(jí)階地

白堊系赤石群 K2

ch 1 107 礫巖、砂礫巖、砂巖、粉砂巖 永安盆地城東

白堊系沙縣 K2

s 1 181 粉砂巖、泥巖夾砂礫巖 永安盆地城南、城北

侏羅系坂頭組 J3 b 688 流紋質(zhì)晶屑凝灰?guī)r、粉砂質(zhì)泥巖、頁(yè)巖 永安盆地東北側(cè)

侏羅系南園組 J3 n 184~ 2 450 流紋質(zhì)晶屑凝灰?guī)r、凝灰熔巖 永安盆地中部

侏羅系長(zhǎng)林組 J3

c 111~ 1 034 長(zhǎng)石石英砂巖、凝灰?guī)r、泥質(zhì)粉砂巖 永安盆地北側(cè)

二疊系翠屏山組 P3

cp 147~ 328 細(xì)粒石英砂巖、鐵質(zhì)泥巖、粉砂巖 陳大、前曹源一帶

二疊系童子巖組 P2

t 555~ 8 172 炭質(zhì)泥巖、炭泥質(zhì)粗砂巖、硅質(zhì)巖

二疊系文筆山組 P2w 71~ 310 粉砂質(zhì)頁(yè)巖、泥質(zhì)頁(yè)巖、泥質(zhì)粉砂巖、硅質(zhì)巖

永安盆地中部

永安盆地中部

二疊系棲霞組 P2 q 70~ 175 含燧石條帶灰?guī)r 永安盆地西北側(cè)

二疊系船山組 P1

c 15~ 380 層狀質(zhì)純灰?guī)r夾白云質(zhì)灰?guī)r 巖前及大湖一帶

石炭系林地組 C1

l 5~ 449 石英砂巖、砂礫巖 后底及大湖一帶

泥盆系桃子坑組 D3

tz 759 灰白色石英砂礫巖、石英礫巖、砂巖 永安盆地西北側(cè)

注:本圖底圖由福建省煤田地質(zhì)局根據(jù)野外地質(zhì)調(diào)查成果及鉆孔資料繪制

圖 1 研究區(qū)水文地質(zhì)

Fig. 1 Hydrogeological map of the study area

151

第156頁(yè)

廣西師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版),2022,40(2)

覆蓋型碳酸鹽巖類(lèi)裂隙溶洞水分布于大湖、坑邊、大源、增田等溶蝕洼地,隱伏于第四系地層之下,埋

深約 10 m。 巖溶發(fā)育,尤其與上部蓋層接觸界面最為強(qiáng)烈,溶洞高 1~3 m 居多,大多充填少量粘土、砂、碎

石等。 由于分布地形低緩,受裸露區(qū)巖溶水或其他基巖裂隙水的直接側(cè)向補(bǔ)給和蓋層孔隙水的垂向補(bǔ)給,

富水性豐富,單井涌水量一般大于 1 000 m

3

/ d。

埋藏型碳酸鹽巖類(lèi)裂隙溶洞水主要分布于益溪、東坡、埔?guī)X、吉山甲等地,地下水賦存于裂隙溶洞中,

富水性豐富,具有較大的供水意義。

有地下水資源開(kāi)發(fā)意義的地下水徑流深度約 200 m。 根據(jù)勘探結(jié)果,研究區(qū)巖溶富水性可分為豐富

和中等 2 個(gè)片區(qū)。 西北部裸露區(qū):石洞寒泉及湖峰-永安水泥廠一帶為中等富水區(qū),平均單井涌水量

505.38 m

3

/ d;其余為水量豐富區(qū),地下水位埋深 1.02~19.98 m,平均單井涌水量 4 758.0 m

3

/ d。 埋藏區(qū):大

致以蝦蛤-城關(guān)為界,北部為淺埋水量豐富區(qū),水位埋深 8.12~51.30 m,平均單井涌水量 3 158.86 m

3

/ d;南

部為深埋水量中等區(qū),水位埋深 28.46~150.30 m,平均單井涌水量為 509.44 m

3

/ d。

地下水從周?chē)鹆甑蜕絽^(qū)向盆地中央河谷區(qū)流動(dòng)。 在同一水文地質(zhì)單元中,徑流方向大致為裸露區(qū)

→覆蓋區(qū)→埋藏區(qū),在適宜的地形或構(gòu)造條件下以泉的形式排泄于地表。 規(guī)劃區(qū)水文地質(zhì)結(jié)構(gòu)可看成上

覆松散巖類(lèi)孔隙水,下伏碳酸鹽巖巖溶裂隙水的雙層含水層。 潛水位之上的上層孔隙水和部分巖溶發(fā)育

區(qū)域構(gòu)成地表入滲的包氣帶,潛水位以下的構(gòu)成地下水流動(dòng)的飽和帶,從而形成降雨-入滲-巖溶地下徑流河流排泄(或人工開(kāi)采)的地下水流動(dòng)系統(tǒng)盆地水循環(huán)模式。

3 盆地水資源調(diào)蓄

由于北側(cè)大湖盆地石灰?guī)r裸露,防污性能弱,且易發(fā)生地面塌陷等環(huán)境地質(zhì)災(zāi)害,故在考慮水資源利

用時(shí),經(jīng)過(guò)區(qū)域現(xiàn)場(chǎng)調(diào)查、地下水流動(dòng)條件及環(huán)境問(wèn)題分析,排除環(huán)境地質(zhì)災(zāi)害易發(fā)區(qū)域而合理圈定適宜

開(kāi)發(fā)利用的區(qū)域,平面面積為 37.38 km

2

,如圖 2 所示。

圖 2 盆地水資源調(diào)蓄范圍

Fig. 2 Range of the basin water resources regulation and storage

152

第157頁(yè)

http:∥xuebao.gxnu.edu.cn

=! !*

S =!!F

G !!F

DL!F

RL\"B#=4

PK!=4F

P

R

G D S

圖 3 地下水-地表水聯(lián)合調(diào)度模型

Fig. 3 Groundwater-surface water joint

operation model

地下水和地表水聯(lián)合運(yùn)行是根據(jù)地下水和地表水的動(dòng)態(tài)

特征,利用含水層空間的調(diào)蓄能力進(jìn)行的。 永安-大湖盆地內(nèi)

部殘留十幾座溶蝕殘丘、孤峰,把盆地分割成相對(duì)獨(dú)立的幾個(gè)

溶蝕洼地,洼地局部發(fā)育為巖溶塌陷漏斗地形。 地下巖溶形

態(tài)主要有溶洞、埋藏石林和地下巖溶管道,局部發(fā)育有地下暗

河。 區(qū)內(nèi)地表水資源相對(duì)豐富,地表水和地下水水力聯(lián)系緊

密,具備地表水和地下水聯(lián)合調(diào)蓄條件,且地下水庫(kù)有較大的

可調(diào)蓄庫(kù)容。 鑒于此,研究區(qū)水資源管理中可采用地下水-地

表水聯(lián)合調(diào)蓄模型(圖 3),充分利用地下水儲(chǔ)存量和側(cè)向徑

流量部分,枯水期除正常開(kāi)采外,還可通過(guò)應(yīng)急開(kāi)采,為城市供水。 在特殊條件下(如地表水污染等),還

可擴(kuò)大開(kāi)采,以彌補(bǔ)原來(lái)由地表水供水的份額,從而為城鄉(xiāng)供水提供水資源保障。 地下水庫(kù)合理開(kāi)采后,

騰出地下儲(chǔ)存空間,便于豐水季節(jié)接受降水或地表徑流的有效回補(bǔ),實(shí)現(xiàn)盆地水資源合理高效調(diào)蓄的

功能。

為便于計(jì)算,按地下水類(lèi)型,在圖 2 中進(jìn)行富水性分區(qū)。 根據(jù)全區(qū)鉆孔資料(表 2)各項(xiàng)水文地質(zhì)參數(shù)

情況,重新規(guī)劃的適宜開(kāi)采區(qū)處于分區(qū)Ⅱ中。 按照開(kāi)采區(qū)面積 37.38 km

2 與分區(qū)Ⅱ面積 47.79 km

2 比例得

到該巖溶區(qū)地下水庫(kù)的有效庫(kù)容為 1.362×10

7 m

3

,通過(guò)地下水位變化幅度、含水層分布面積及其給水度確

定可調(diào)蓄庫(kù)容約為 8.03×10

6 m

3

。 應(yīng)用 Visual Modflow 軟件對(duì)圈定的適宜開(kāi)采區(qū)進(jìn)行數(shù)值模擬得到可開(kāi)采

資源量為 40 619.45 m

3

/ d,年可開(kāi)采資源量1.482 61×10

7 m

3

。 模擬區(qū)基本對(duì)應(yīng)坑邊、蝦蛤、清水池計(jì)算區(qū),

經(jīng)水文分析方法計(jì)算可知,地下水可開(kāi)采資源量 36 957.48 m

3

/ d(表 3),年度可開(kāi)采資源量 1.348 95×10

7

m

3

。 綜合考慮有效庫(kù)容及調(diào)蓄庫(kù)容,為安全保險(xiǎn)起見(jiàn),最終可開(kāi)采量取相對(duì)小的水文分析結(jié)果,即

1.348 95×10

7 m

3

/ a。

表 2 研究區(qū)水文地質(zhì)參數(shù)

Tab. 2 Regional hydrogeological parameters

分區(qū) 區(qū)域位置

區(qū)域面積

/ km

2

水位降

深1

/ m

疏干給水

率 μd

從含水層頂板起算的壓

力水頭高 H/ m

枯水期 豐水期

騰空庫(kù)容2

/ m

3

調(diào)節(jié)水量3

/ m

3

Ⅰ 嶺干 1.15 2.29 0.050 14.88 20.87 1.317×10

5

3.445×10

5

Ⅱ 大湖、坑邊、蝦蛤 49.79 10.93 0.033 28.17 34.61 1.814×10

7

1.069×10

7

Ⅲ 益口 1.73 6.57 0.050 12.20 15.20 5.683×10

5

2.595×10

5

Ⅳ 東坡 18.57 39.68 0.007 393.81 396.81 5.158×10

6

3.900×10

5

合計(jì) 71.24 2.400×10

7

1.168×10

7

1. 利用迭加原理計(jì)算水位降深值;2.騰空庫(kù)容計(jì)算公式為∑μd FM,其中 M 為含水層平均厚度(m);3.調(diào)節(jié)水量計(jì)算公式為∑μd FΔH。

表 3 適宜開(kāi)采區(qū)地下水可開(kāi)采資源量

Tab. 3 Safety yield of groundwater in the suitable mining area

計(jì)算區(qū)

斷面寬度 影響半徑 涌水量 Q孔 地下水資源量 Q

1 已開(kāi)采資源量

B/ m R/ m / (m

3·d

-1

) (m

3·d

-1

) (m

3·a

-1

) / (m

3·a

-1

)

坑邊 2 200 120.95 1 296.00 11 786.69 4.302 2×10

6

2.285 4×10

6

蝦蛤 1 500 521.59 14 440.90 20 764.73 7.579 1×10

6

清水池 800 149.87 1 650.84 4 406.06 1.608 2×10

6

2.018 5×10

6

合計(jì) 36 957.48 1.348 95×10

7

4.303 9×10

6

1.Q=BQ孔 / 2R+ ∑ Q泉 。

153

第158頁(yè)

廣西師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版),2022,40(2)

由于永安-大湖地區(qū)以往存在的巖溶塌陷現(xiàn)象以及地下水污染問(wèn)題,蝦蛤地區(qū)水位最大允許降深為

10.91 m,超過(guò)此值,河水會(huì)倒灌污染地下水,其他地區(qū)水位降深不能超過(guò)既定井結(jié)構(gòu)吸水管下置的最大深

度,據(jù)以往資料表明不超過(guò) 39.68 m。 據(jù)數(shù)值模擬結(jié)果,現(xiàn)有開(kāi)采量不會(huì)對(duì)環(huán)境造成危害。 根據(jù)《城市居

民生活用水量標(biāo)準(zhǔn)》(GB / T 50331—2002),永安市地域分區(qū)為三,城市居民基本生活用水量標(biāo)準(zhǔn)為 120 ~

180 L / (人·d),釆用人均日用水量方法進(jìn)行預(yù)測(cè),可應(yīng)急 30 萬(wàn)左右城市居民日需基本生活用水。 同時(shí)還

可通過(guò)人工回灌、雨洪資源化等方法增大地下水的可開(kāi)采資源量,從而有力地保障當(dāng)?shù)厣鐣?huì)經(jīng)濟(jì)環(huán)境的可

持續(xù)發(fā)展。

4 控災(zāi)科學(xué)開(kāi)采

地下水資源的高效開(kāi)采,不僅要考慮地下水資源量和調(diào)蓄空間的大小,還要考慮擬開(kāi)采區(qū)環(huán)境地質(zhì)災(zāi)

害的影響。 對(duì)于永安-大湖盆地而言,研究區(qū)部分地區(qū)地下水受到污染,地表防污性能弱,易發(fā)生地面塌陷

或已經(jīng)存在巖溶塌陷等環(huán)境地質(zhì)災(zāi)害。 為達(dá)到供水和環(huán)境的最佳效益,對(duì)永安-大湖盆地地下水資源進(jìn)行

合理規(guī)劃,提出集中科學(xué)開(kāi)采方法,以實(shí)現(xiàn)水資源的協(xié)同高效開(kāi)采。

4.1 分區(qū)開(kāi)采

巖溶塌陷一般指巖溶地區(qū)土層的塌陷、基巖的塌陷和上覆土層同下伏基巖一起坍塌的統(tǒng)稱(chēng)。 巖溶地

面塌陷多在裸露型和第四系覆蓋型巖溶區(qū),但當(dāng)覆蓋層包含基巖和碳酸鹽巖埋藏深度大于 15 m 時(shí),巖溶

地面塌陷甚少發(fā)生。 據(jù)此,在碳酸鹽巖埋藏深度大于 15 m 的地區(qū),加大中深層含水層的開(kāi)采量,避免淺層

含水層直接受擾動(dòng),從而避免巖溶地面塌陷等環(huán)境地質(zhì)災(zāi)害,從而實(shí)現(xiàn)水資源的合理分區(qū)開(kāi)采。

4.1.1 集中開(kāi)釆區(qū)

把清水池-蝦蛤、坑邊地帶定為集中開(kāi)采區(qū)。 該地區(qū)大部分為埋藏型巖溶含水層,頂板厚度大,穩(wěn)固性

好,不易產(chǎn)生地面塌陷等不良地質(zhì)現(xiàn)象,地質(zhì)環(huán)境好。 此外,巖溶裂隙較發(fā)育,水量豐富,單井出水量大于

500 m

3

/ d,可作中小型水源地,利于集中開(kāi)采。

4.1.2 控制開(kāi)釆區(qū)

把嶺干、大湖地帶定為控制開(kāi)采區(qū)。 該區(qū)主要為覆蓋型巖溶含水層分布區(qū),較易產(chǎn)生巖溶塌陷,巖溶

區(qū)“通天”溶洞發(fā)育,富水性強(qiáng),連通性好,巖性結(jié)構(gòu)松散,粘結(jié)性和穏定性差。 在大量抽取地下水或者其

它人類(lèi)活動(dòng)的影響下,破壞了含水層的水力平衡和覆蓋層巖性結(jié)構(gòu),局部已經(jīng)產(chǎn)生巖溶塌陷。 上覆的松散

巖類(lèi)孔隙水含水層易遭受生活垃圾、污水及施用化肥等污染,淺層地下水中的微生物及三氮含量較高。 因

此,在該區(qū)開(kāi)采時(shí)要控制地下水開(kāi)采量和下降速度,防止突然涌水,建立地面塌陷監(jiān)測(cè)網(wǎng),必要時(shí)可采取工

程手段,進(jìn)行塌洞回填、局部灌漿等,同時(shí)開(kāi)采時(shí)應(yīng)防止上層水進(jìn)入水井中造成污染。

4.1.3 分散開(kāi)采區(qū)

大湖、坑邊等地局部分布有泉水,可作為分散開(kāi)采區(qū),生活在該區(qū)的居民,生活用水可以引用泉水,有

條件的地段也可以打井抽取地下水。

4.2 分質(zhì)供水

總體來(lái)說(shuō),永安-大湖盆地地下水水質(zhì)較好,雖然局部地段水質(zhì)變差,造成水質(zhì)不好的原因主要在于

鐵、錳、氟、氨氮等嚴(yán)重超標(biāo),鐵、錳嚴(yán)重超標(biāo)與地層形成的水文地質(zhì)化學(xué)環(huán)境有關(guān),氨氮、亞硝酸鹽氮、高錳

酸鹽指數(shù)等超標(biāo)與人類(lèi)活動(dòng)有關(guān),即地表水污染是主要原因之一。 因此,建議采用“分質(zhì)供水”管理手段,

將Ⅱ類(lèi)優(yōu)質(zhì)水源作為城市供水的水源,將Ⅲ、Ⅳ類(lèi)水源提供工業(yè)用水、農(nóng)業(yè)灌溉和城市綠化及消防用水,促

進(jìn)水資源的高效利用。

154

第159頁(yè)

http:∥xuebao.gxnu.edu.cn

4.3 雨洪資源化

永安-大湖盆地年降水量豐富,呈季節(jié)變化,夏季降水豐富,冬季降水較少。 因而,可大力發(fā)展集雨工

程或人工蓄水塘,加大對(duì)地表徑流的攔截,增加地表徑流或蓄水塘以對(duì)流域地下水進(jìn)行補(bǔ)給,增加地下水

儲(chǔ)存資源,減少雨洪災(zāi)害和水污染。 開(kāi)展雨水利用工作,收集的雨水可用于小區(qū)澆灑綠化、生活雜用水等。

4.4 節(jié)約用水

居民生活用水可通過(guò)合理調(diào)整水價(jià)、推廣節(jié)水器具和設(shè)備實(shí)現(xiàn)節(jié)約用水。 工業(yè)節(jié)水可通過(guò)強(qiáng)化節(jié)水

技術(shù)、開(kāi)發(fā)節(jié)水設(shè)備、調(diào)整產(chǎn)品結(jié)構(gòu)、改進(jìn)生產(chǎn)工藝達(dá)到節(jié)約用水。 農(nóng)業(yè)節(jié)水可通過(guò)提高旱季農(nóng)作物灌概

效率,進(jìn)行限水灌溉、局部灌溉、控制性根系交替灌溉技術(shù)實(shí)現(xiàn)節(jié)水。 此外,還可進(jìn)行污水再生利用、中水

回用、城市污水集中處理回用等,實(shí)現(xiàn)經(jīng)濟(jì)效益和環(huán)境效益雙豐收。

5 討論

水資源是經(jīng)濟(jì)社會(huì)發(fā)展的戰(zhàn)略資源和經(jīng)濟(jì)資源,水資源對(duì)于經(jīng)濟(jì)社會(huì)發(fā)展起到重要作用。 永安-大湖

盆地水質(zhì)較好,地下水資源豐富,因而是良好的地下水應(yīng)急水源地。 利用地下水庫(kù)對(duì)水資源進(jìn)行調(diào)蓄,可

以調(diào)節(jié)河流的流量,控制地下水位,豐蓄枯采,最大限度利用水資源,通過(guò)優(yōu)化水庫(kù)調(diào)度還可以提高水庫(kù)的

抗洪能力,兼顧防洪和興利,維護(hù)社會(huì)安定,具有極大的社會(huì)環(huán)境效益。 地下水水位的控制有利于農(nóng)作物

和植被的生長(zhǎng),可以防止水土流失、減少地下水污染現(xiàn)象,保持生態(tài)平衡。 合理規(guī)劃、分區(qū)控災(zāi)科學(xué)開(kāi)采,

可減少每年因巖溶塌陷現(xiàn)象而產(chǎn)生的 1 000~2 000 萬(wàn)元工程治理費(fèi)用,除此之外,還可向工業(yè)企業(yè)和自來(lái)

水公司提供水資源,帶來(lái)一定的經(jīng)濟(jì)效益。 根據(jù)三明市人民政府 2017 年公布的永安地區(qū)民用水價(jià)為1.4

元/ m

3

,參考往年開(kāi)采量及地下水庫(kù)調(diào)蓄量 8.03×10

6 m

3

/ a 計(jì),每年可產(chǎn)生經(jīng)濟(jì)效益約 1 124.2 萬(wàn)元,大大

加快城市發(fā)展的進(jìn)程。

本文以福建永安-大湖盆地為研究對(duì)象,對(duì)該地區(qū)作為應(yīng)急水源地的可開(kāi)采資源量進(jìn)行計(jì)算,以解決

該地區(qū)因特殊干旱年、地表水受極端事件(如嚴(yán)重污染)影響等特殊條件下的應(yīng)急供水水源問(wèn)題。 數(shù)值模

擬法計(jì)算結(jié)果略大于水文分析法的原因在于區(qū)域劃分時(shí),數(shù)值模擬范圍包括了計(jì)算區(qū)外的少量沙溪河南

部東坡區(qū)域。 2018 年度,適宜區(qū)開(kāi)采量為 4.303 6×10

6 m

3

/ a,占可開(kāi)采資源量的 31.90%。 據(jù)現(xiàn)有資料顯

示,各水源地?zé)o超采現(xiàn)象,降落漏斗基本穩(wěn)定,地下水尚有開(kāi)釆潛力。

若日常生產(chǎn)、生活長(zhǎng)期使用地下水資源是否適用未得到驗(yàn)證。 對(duì)于其他北方干旱巖溶地區(qū)是否可用

相同優(yōu)化方法進(jìn)行優(yōu)化未做深入對(duì)比研究。

由于詳細(xì)資料缺乏以及作者水平有限,在運(yùn)用 Visual Modflow 軟件的時(shí)候?qū)吔缢^、地下水補(bǔ)給來(lái)

源處理時(shí)做了簡(jiǎn)化處理,將沙溪河視為定水頭邊界處理,怱略了基巖裂隙水對(duì)地下水的補(bǔ)給,對(duì)計(jì)算結(jié)果

可能有一定的影響。

6 結(jié)論

本文研究了福建永安-大湖盆地地下水資源協(xié)同調(diào)度和高效利用,結(jié)論為:

1)永安-大湖盆地區(qū)域內(nèi)溶洞發(fā)育,在垂直方向上多呈層狀分布,地下水動(dòng)態(tài)主要受降雨因素影響,具

有明顯的季節(jié)性變化特征,可利用盆地內(nèi)部溶洞聯(lián)合地表徑流對(duì)地下水進(jìn)行儲(chǔ)存調(diào)蓄,動(dòng)態(tài)調(diào)節(jié)區(qū)域內(nèi)地

下水位,同時(shí)改善地下水質(zhì)。

2)研究區(qū)存在地下水污染、水土流失、巖溶塌陷等環(huán)境地質(zhì)問(wèn)題,為規(guī)避這些問(wèn)題,將永安-大湖盆地

進(jìn)行重新科學(xué)圈劃適宜開(kāi)采區(qū)。 工程地質(zhì)調(diào)查結(jié)果表明,全區(qū)可利用庫(kù)容為 2.400×10

7 m

3

,適宜開(kāi)采區(qū)可

155

第160頁(yè)

廣西師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版),2022,40(2)

利用庫(kù)容為 1.362×10

7 m

3

;全區(qū)可調(diào)蓄水量為 1.168×10

7 m

3

,適宜開(kāi)采區(qū)可調(diào)蓄水量為 8.03×10

6 m

3

。 數(shù)值

模擬計(jì)算得到適宜開(kāi)采區(qū)可開(kāi)采資源量約為 40 619.45 m

3

/ d,而水文分析方法的結(jié)果為 36 957.48 m

3

/ d,

兩者基本一致。

3)據(jù)現(xiàn)場(chǎng)調(diào)查,分析已存在及潛在的環(huán)境地質(zhì)問(wèn)題,根據(jù)評(píng)價(jià)的巖溶地下水資源量和水質(zhì)特征提出

了分區(qū)開(kāi)采、分質(zhì)供水、雨洪資源化、節(jié)約用水 4 種水資源高效利用方案,以最大化地實(shí)現(xiàn)社會(huì)經(jīng)濟(jì)及生態(tài)

環(huán)境的協(xié)調(diào)健康發(fā)展。

參 考 文 獻(xiàn)

[1] 齊躍明, 楊雅琪, 李鑫, 等. 中美水資源研究現(xiàn)狀與發(fā)展展望[J]. 西南師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2019, 44(5):

95-102.

[2] 齊躍明, 寧立波, 劉麗紅, 等. 水資源規(guī)劃與管理[M]. 徐州: 中國(guó)礦業(yè)大學(xué)出版社, 2017.

[3] 王浩, 游進(jìn)軍. 中國(guó)水資源配置 30 年[J]. 水利學(xué)報(bào), 2016, 47(3): 265-271, 282.

[4] 李廣賀. 水資源利用與保護(hù)[M]. 3 版. 北京: 中國(guó)建筑工業(yè)出版社, 2016.

[5] 蔡德所, 馬祖陸. 漓江流域的主要生態(tài)環(huán)境問(wèn)題研究[ J]. 廣西師范大學(xué)學(xué)報(bào)( 自然科學(xué)版), 2008, 26 ( 1):

110-112.

[6] SOPHOCLEOUS M. Groundwater recharge and sustainability in the high plains aquifer in Kansas, USA[ J]. Hydrogeology

Journal, 2005, 13(2): 351-365.

[7] 杜新強(qiáng), 廖資生, 李硯閣, 等. 地下水庫(kù)調(diào)蓄水資源的研究現(xiàn)狀與展望[ J]. 科技進(jìn)步與對(duì)策, 2005, 22( 2):

178-180.

[8] 趙天石. 關(guān)于地下水庫(kù)幾個(gè)問(wèn)題的探討[J]. 水文地質(zhì)工程地質(zhì), 2002, 29(5): 65-67.

[9] 曾紅彪, 邵蓮芬, 余宏明, 等. 貴州平壩縣龍井巖溶水系統(tǒng)發(fā)育特征研究[ J]. 科學(xué)技術(shù)與工程, 2016, 16(19):

155-159.

[10] LOUCKS D P. Sustainable water resources management[J]. Water International, 2000, 25(1): 3-10.

[11] 費(fèi)宇紅, 崔廣柏. 地下水人工調(diào)蓄研究進(jìn)展與問(wèn)題[J]. 水文, 2006, 26(4): 10-14.

[12] 楊其娥. 永安市鄉(xiāng)村旅游發(fā)展研究[D]. 福州: 福建農(nóng)林大學(xué), 2015.

[13] 魏玲娜, 陳喜, 盧曉華, 等. 福建省地下水資源開(kāi)發(fā)利用與保護(hù)探討[J]. 工程勘察, 2010, 38(3): 56-60.

[14] 馬榮欣, 林振芳, 段勇. 福建省地下水開(kāi)發(fā)利用現(xiàn)狀及其環(huán)境問(wèn)題分析[ J]. 福建工程學(xué)院學(xué)報(bào), 2008, 6( 6):

723-726.

[15] 趙舉興. 福建省三明市城市地質(zhì)調(diào)查內(nèi)容設(shè)置: 兼論山區(qū)城市的城市地質(zhì)工作重點(diǎn)[ J]. 資源環(huán)境與工程, 2018,

32(3): 403-407.

[16] 黃光明, 李長(zhǎng)安, 余芝華, 等. 福建永安大湖盆地巖溶地貌雙向演化過(guò)程及工程地質(zhì)意義[ J]. 科學(xué)技術(shù)與工程,

2019, 19(27): 88-97.

[17] 黃光明, 徐佩芬, 李長(zhǎng)安, 等. 覆蓋區(qū)巖溶溶洞的微動(dòng)探測(cè)試驗(yàn)研究: 以福建永安大湖盆地為例[ J]. 煤炭學(xué)報(bào),

2019, 44(2): 536-544.

[18] 王從榮, 尤愛(ài)菊, 束龍倉(cāng). 地下水庫(kù)研究的現(xiàn)狀及展望[J]. 浙江水利科技, 2018, 46(5): 68-71.

[19] 肖飛鵬, 李暉, 尹輝. 基于生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的青獅潭水庫(kù)生態(tài)補(bǔ)償研究[J]. 廣西師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2014,

32(2): 162-167.

[20] 陳洪元, 楊勇, 胡興華, 等. 巖溶山區(qū)雨水資源有效利用研究: 以貴州省普定縣馬官地下水庫(kù)為例[ J]. 自然資源

學(xué)報(bào), 2001, 16(6): 505-510.

[21] 顧尚義, 鄢貴權(quán). 貴州巖溶地下水庫(kù)的研究現(xiàn)狀與展望[J]. 貴州科學(xué), 2006, 24(1): 28-31.

[22] 齊躍明, 袁冬梅, 馬超, 等. 淄河源區(qū)巖溶地下水可開(kāi)采資源量評(píng)價(jià)[J]. 西南師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2019,

156

第161頁(yè)

http:∥xuebao.gxnu.edu.cn

44(11): 65-72.

[23] 李世君, 李宇, 周訓(xùn). 利用地下水庫(kù)強(qiáng)調(diào)蓄功能建設(shè)應(yīng)急備用地下水源地[J]. 地下水, 2006, 28(5): 41-43.

[24] 王浩, 王建華, 秦大庸. 流域水資源合理配置的研究進(jìn)展和發(fā)展方向[J]. 水科學(xué)進(jìn)展, 2004, 15(1): 123-128.

[25] 劉倞. 地下水的合理利用與開(kāi)發(fā)[J]. 中國(guó)煤炭地質(zhì), 2018, 30(S2): 48-49.

Efficient Utilization of Groundwater Resources Based on Reservoir

Regulation and Coordinated Control of Geological Disasters

YUAN Dongmei

1,2

, QI Yueming

1?

, HUANG Guangming

3

, WANG Junping

1

, MA Yipeng

1

(1. School of Resources and Geosciences, China University of Mining and Technology, Xuzhou Jiangsu 221116, China;

2. Zhejiang Environmental Technology Co., Ltd. Jiaxing Branch, Jiaxing Jiangsu 314000, China;

3. Fujian Exploration Institute of Coalfield Geology, Fuzhou Fujian 350005, China)

Abstract: In order to efficiently utilize the groundwater resources in the Yong ' an-Dahu Basin, Fujian, the

methods of field investigation, data analysis, numerical simulation and hydrological analysis were used to analyze

the basin's water storage capacity and possible environmental geological problems under exploitation conditions.

Considering the constraints of reservoir regulation and coordinated control of environmental and geological issues,

a suitable exploitation area was delineated with an area of about 37.38 km

2

. The available storage capacity of this

area was calculated to be 1.362×10

7 m

3

, and the adjustable storage capacity was 8.03×10

6 m

3

. On this basis,

numerical simulation and hydrological analysis methods were used to calculate that the allowable exploitation

quantity were 40 619.45 m

3

/ d and 36 957.48 m

3

/ d, respectively. Four ways (zoned mining, dual water supply,

rainwater resource utilization, and water saving) were proposed to improve the utilization rate of groundwater

resources realize the balance of comprehensive allocation of water resources, and control environmental geological

disasters in Yong'an-Dahu Basin. The research will provide a basis for the efficient use of local water resources,

and a reference for water resources exploitation in similar areas.

Keywords: groundwater; reservoir regulation and storage; groundwater exploitation with disaster control;

allowable exploitation quantity; efficient utilization

(責(zé)任編輯 王龍杰)

157

第162頁(yè)

第 40 卷 第 2 期

2022 年 3 月

廣西師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版)

Journal of Guangxi Normal University (Natural Science Edition)

Vol. 40 No. 2

Mar. 2022

DOI: 10.16088 / j.issn.1001-6600.2021032201 http: xuebao.gxnu.edu.cn

任文文, 孫云澤, 李蓉. 裂解多糖單加氧酶納米花固定化研究[J]. 廣西師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2022, 40(2): 158-169. REN W W,

SUN Y Z, LI R. Study on lytic polysaccharide monooxygenase nanoflower for immobilization [ J]. Journal of Guangxi Normal University ( Natural

Science Edition), 2022, 40(2): 158-169.

裂解多糖單加氧酶納米花固定化研究

任文文, 孫云澤, 李 蓉?

(大連工業(yè)大學(xué) 生物工程學(xué)院, 遼寧 大連 116000)

摘 要: 本文利用新型無(wú)機(jī)晶體復(fù)合物磷酸銅作為載體, 對(duì)裂解多糖單加氧酶 cx-LPMO-B 進(jìn)行固定化, 研究其固定化過(guò)

程的最適條件, 并對(duì)游離酶及固定化酶的酶學(xué)性質(zhì)進(jìn)行對(duì)比。 結(jié)果顯示: 在攪拌條件下, 向含有裂解多糖單加氧酶 pH =

7.4 0.01 mol / L 的磷酸鹽緩沖溶液中滴加硫酸銅, 可形成酶-磷酸銅納米花, 即 cx-LPMO-B-NF; 在 25 ℃ 、 14 h、 酶含量

為 0.3 g / L 條件下制備得到的 cx-LPMO-B-NF 活性最高, 固定化酶重復(fù)使用 6 次后仍能保持 60%以上的酶活; 掃描電子顯

微鏡(SEM)及透射電子顯微鏡(TEM)發(fā)現(xiàn) cx-LPMO-B-NF 結(jié)構(gòu)呈現(xiàn)分散均勻且單一的盛開(kāi)花朵狀; 固定化酶最適反應(yīng)

pH= 4.0, 最適反應(yīng)溫度 50 ℃ 。 固定化酶重復(fù)使用性顯著增強(qiáng), 花狀結(jié)構(gòu)增加了其表面積, 更加有利于對(duì)游離酶的固定

化, 反應(yīng)條件較溫和使其具有較高的工業(yè)化應(yīng)用前景。

關(guān)鍵詞: 固定化; 納米花; 裂解多糖單加氧酶; 酶學(xué)性質(zhì); 無(wú)機(jī)晶體復(fù)合物

中圖分類(lèi)號(hào): Q814.2 文獻(xiàn)標(biāo)志碼: A 文章編號(hào): 1001-6600(2022)02-0158-12

伴隨著經(jīng)濟(jì)的高速發(fā)展,人們對(duì)能源的需求也在逐漸增加,可再生資源的利用成為目前研究熱點(diǎn)。 木

質(zhì)纖維素作為全球第一大可再生資源,對(duì)其進(jìn)行高效的降解轉(zhuǎn)化應(yīng)用一直受到廣泛的關(guān)注[1-2]

。 裂解多

糖單加氧酶(lytic polysaccharide monooxygenases,LPMO)是一類(lèi)新發(fā)現(xiàn)的銅離子依賴(lài)性的氧化酶,可以通

過(guò)氧化作用切斷結(jié)晶纖維素鏈的糖苷鍵,在多糖鏈中產(chǎn)生一個(gè)新的斷裂點(diǎn),使纖維素酶降解纖維素效率提

高[3-6]

。 因此,利用 LPMO 協(xié)同纖維素酶高效降解纖維素在綠色能源工業(yè)上具有重要應(yīng)用前景,但由于游

離酶進(jìn)行催化反應(yīng)存在著不穩(wěn)定、難以重復(fù)利用等問(wèn)題,限制了酶在工業(yè)生產(chǎn)中的應(yīng)用。 為了將酶制劑應(yīng)

用于工業(yè)化生產(chǎn)中,人們將酶固定于不溶于水的載體上,以克服游離酶在應(yīng)用時(shí)所存在的缺陷。

一般情況下,根據(jù)酶與載體之間的相互作用,將酶的固定化從大方向上分為 2 種方法:物理法和化學(xué)

法。 其中物理法中最常見(jiàn)的是包埋法和吸附法,而化學(xué)法中最常見(jiàn)的是共價(jià)偶聯(lián)法和交聯(lián)法[7-10]

。 包埋

法將酶包裹在不溶性的載體中,其適用于大多數(shù)酶的固定化,但當(dāng)?shù)孜锱c產(chǎn)物分子量較大時(shí)不適用[11-13]

;

吸附法是一種將載體與酶表面的次級(jí)鍵相連接從而實(shí)現(xiàn)固定化的方法,該方法具有條件溫和、操作簡(jiǎn)單等

優(yōu)點(diǎn),但在高鹽濃度、高底物濃度和高溫下存在易解吸的缺點(diǎn)[14-16]

;共價(jià)偶聯(lián)法將酶的非必需側(cè)鏈基團(tuán)和

載體功能基團(tuán)通過(guò)共價(jià)鍵連接在一起,具有良好的穩(wěn)定性,但在共價(jià)偶聯(lián)處理載體時(shí)所用的試劑容易使酶

變性;交聯(lián)法將載體與蛋白質(zhì)通過(guò)化學(xué)鍵結(jié)合起來(lái)形成具有一定結(jié)構(gòu)的高分子,通常為網(wǎng)狀,雖然應(yīng)用相

對(duì)廣泛,但酶在交聯(lián)過(guò)程中與交聯(lián)劑是通過(guò)化學(xué)鍵連接的,因此酶的三級(jí)結(jié)構(gòu)容易被破壞,交聯(lián)過(guò)程中易

使酶失活[17]

。 因此,在對(duì)酶的固定化條件進(jìn)行選擇時(shí)需要考慮操作情況、造價(jià)以及是否會(huì)破壞酶活和穩(wěn)

定性等方面。

隨著對(duì)固定化技術(shù)的不斷研究,一種以酶作為有機(jī)部分、金屬磷酸鹽作為無(wú)機(jī)部分形成“有機(jī)-無(wú)機(jī)”

雜化納米花的固定化方法逐漸得到人們的關(guān)注[18-20]

。 Yin 等[21] 對(duì) α-糜蛋白酶使用磷酸鈣作為載體進(jìn)行

收稿日期: 2021-03-22 修回日期: 2021-04-30

基金項(xiàng)目: 國(guó)家自然科學(xué)基金(31600640); 遼寧省教育廳科學(xué)研究項(xiàng)目(J2019015)

通信作者: 李蓉(1987—), 女, 浙江奉化人, 大連工業(yè)大學(xué)講師, 博士。 E-mail: ryong_li@126.com

第163頁(yè)

http:∥xuebao.gxnu.edu.cn

固定化,對(duì)形成的固定化酶活性進(jìn)行計(jì)算,結(jié)果顯示酶活性提高了 266%;Ge 等[22]首次在較溫和的條件下

使用磷酸銅作為載體骨架,將漆酶作為該骨架上的有機(jī)組分,合成了納米級(jí)晶體,即有機(jī)-無(wú)機(jī)雜化納米花

狀粒子,并發(fā)現(xiàn)該結(jié)構(gòu)下的漆酶納米花酶與游離酶相比活性提高了約 650%。 He 等[23]同樣使用磷酸銅作

為無(wú)機(jī)部分,辣根過(guò)氧化物酶作為有機(jī)部分成功制備了 HRP-Cu3(PO4 )2 雜化納米花。

本文以 Cu3(PO4 )2 作為載體骨架,裂解多糖單加氧酶 cx-LPMO-B 作為該骨架上的有機(jī)組分制備裂解

多糖單加氧酶-磷酸銅雜化納米花(cx-LPMO-B-NF)。 通過(guò)優(yōu)化試驗(yàn)條件得到最適固定化條件,并對(duì)制備

的固定化酶酶學(xué)性質(zhì)進(jìn)行表征鑒定。 實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明本文所制備的固定化酶呈納米級(jí)花狀結(jié)構(gòu)且具有較好

重復(fù)性。

1 儀器與材料

1.1 主要儀器

MD spectramax paradigm 酶標(biāo)儀(美谷分子儀器(上海) 有限公司);JSM 6460 掃描電子顯微鏡、JEM

2100 透射電子顯微鏡(日本電子株式會(huì)社);搖床(伊孚森生物技術(shù)有限責(zé)任公司);DF-101S 集熱式恒溫

加熱磁力攪拌器(鞏義市予華儀器有限公司)。

1.2 實(shí)驗(yàn)材料與試劑

裂解多糖單加氧酶(lytic polysaccharide monooxygenases,LPMO)來(lái)源于大連工業(yè)大學(xué)微生物資源與催

化實(shí)驗(yàn)室的纖維素降解菌 Arthrobotrys sp. CX1,重組表達(dá)菌株 pPICZαA-cx-LPMO-B 為實(shí)驗(yàn)室前期構(gòu)建保

藏菌。

醋酸銨、硫酸銨、甲醇、磷酸二氫鉀、磷酸氫二鉀、氯化鈉、氯化鉀、磷酸氫二鈉、葡萄糖、3,5-二硝基水

楊酸、甘油均購(gòu)自天津科密歐化學(xué)試劑有限責(zé)任公司;蛋白胨、酵母浸粉、無(wú)氮源酵母浸粉、牛血清蛋白

(BSA)、SDS、EDTA、咪唑、β-巰基乙醇等購(gòu)自生工生物工程(上海)有限公司;五水硫酸銅購(gòu)自百靈威科技

有限公司。 以上試劑均為分析純。

2 實(shí)驗(yàn)方法

2.1 cx-LPMO-B 的表達(dá)純化

重組表達(dá)菌 pPICZαA-cx-LPMO-B 接種到 YPD 培養(yǎng)基中培養(yǎng),將種子液按 1 ∶ 50 的比例擴(kuò)培到 BMGY

培養(yǎng)基培養(yǎng) 12 h,轉(zhuǎn)菌到 200 mL 大體系的培養(yǎng)基中繼續(xù)培養(yǎng) 72 h,期間每隔 24 h 加體積比 1.5%的甲醇至

培養(yǎng)基中,最后收取上清。 使用 Ni 柱對(duì)其進(jìn)行純化,得到純化的目的蛋白 cx-LPMO-B 用于固定化研究。

2.2 cx-LPMO-B 酶活的測(cè)定

cx-LPMO-B 酶活定義:以質(zhì)量分?jǐn)?shù) 1%的 PASC(磷酸溶脹纖維素)為底物,1 h 內(nèi)轉(zhuǎn)化生成 1 μmol 還

原糖所需的酶量定義為 1 U。

反應(yīng)體系:以 200 μL 的 1% PASC 作為底物,與 200 μL 酶液反應(yīng),加入 6 μL 100 mmol / L 的 Vc 提供

反應(yīng)所需要電子,補(bǔ)充加入 194 μL 醋酸銨緩沖溶液,得到總量為 600 μL 的反應(yīng)體系,50 ℃ 下水浴 24 h,

使用 DNS 法測(cè)定產(chǎn)生的還原糖量,根據(jù)產(chǎn)生的還原糖量計(jì)算酶活及相對(duì)酶活。

2.3 cx-LPMO-B-NF 的制備

2.3.1 制備 cx-LPMO-B-NF 的最適條件

對(duì)制備 cx-LPMO-B-NF 最適條件即室溫下攪拌和靜置條件進(jìn)行研究。 在 2 mL 濃度為 0.01 mol / L 的

PBS(pH 7.4 磷酸鹽緩沖溶液)中加入 0.3 g / L 400 μL cx-LPMO-B,再向溶液中緩慢滴加 500 μL 濃度為

120 mmol / L 的 CuSO4·5H2O,補(bǔ)充加入 1 100 μL 超純水至總體積為 4 mL。 室溫下靜置、攪拌,每組做 3

159

第164頁(yè)

廣西師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版),2022,40(2)

個(gè)平行實(shí)驗(yàn)。 每隔 2 h 取一次樣,至 16 h 結(jié)束,離心取上清檢測(cè)酶含量,計(jì)算酶固定率。

固定率的計(jì)算方法為

η =

(C2

-C1 )

C2

。

式中:η 為固定率;C1 為測(cè)得上清酶含量;C2 為原始酶含量。

2.3.2 制備 cx-LPMO-B-NF 的最適酶濃度

酶的添加量對(duì)納米花的形狀以及大小有著重要的影響,而金屬離子無(wú)機(jī)載體負(fù)載量又是一定的,因此

酶的添加對(duì)納米花的形成起著重要作用。 本文酶以 0.2、0.3、0.4、0.5 g / L 的添加量加入到固定化體系中,

測(cè)定其剩余酶濃度,確定最適酶濃度,每組做 3 個(gè)平行實(shí)驗(yàn)。

2.3.3 制備 cx-LPMO-B-NF 的最適溫度

對(duì)制備 cx-LPMO-B-NF 最適溫度進(jìn)行研究。 在體系為 2 mL 濃度為 0.01 mol / L 的 PBS(pH 為 7.4 的磷

酸鹽緩沖溶液)中加入 0.3 g / L 400 μL cx-LPMO-B,再向溶液中緩慢滴加 500 μL 濃度為 120 mmol / L 的

CuSO4·5H2O,補(bǔ)充加入 1 100 μL 超純水至總體積為 4 mL,每組做 3 個(gè)平行實(shí)驗(yàn)。 分別在 4、16 和 25 ℃

攪拌反應(yīng),攪拌過(guò)程中分別在上述固定化條件下每隔 2 h 取一次樣,直至 16 h 結(jié)束,離心取上清檢測(cè)酶含

量計(jì)算酶固定率。

2.3.4 制備 cx-LPMO-B-NF 的最適 pH

對(duì)制備 cx-LPMO-B-NF 的最適 pH 進(jìn)行研究。 調(diào)固定化所用的磷酸鹽緩沖液的 pH 分別為 6.0、7.4、

8.0、9.0,對(duì) cx-LPMO-B-NF 進(jìn)行固定化,離心取上清檢測(cè)酶含量計(jì)算酶固定率。 每組做 3 個(gè)平行實(shí)驗(yàn)。

2.4 納米花形態(tài)表征

2.4.1 SEM

處理硅片:將硅片切割成約 1 cm×1 cm,在無(wú)水乙醇中超聲處理 20 min 除去硅片上的雜質(zhì),取出后用

超純水沖洗 3 次,滴加無(wú)水乙醇,室溫干燥后即可使用。

處理樣品:將經(jīng)過(guò)液氮冷凍干燥后得到的納米花顆粒使用少量無(wú)水乙醇潤(rùn)濕,緩慢滴加到硅片上,待

無(wú)水乙醇完全揮發(fā)后,將硅片用導(dǎo)電膠黏到載物臺(tái)上。

2.4.2 TEM

樣品處理方法與 SEM 基本相同。 將樣品經(jīng)過(guò)無(wú)水乙醇浸潤(rùn)后滴加到銅網(wǎng)膜上,使用透射電子顯微鏡

進(jìn)行觀察,當(dāng)找到某一片樣品位置后,將該位置進(jìn)行放大,觀察其細(xì)微結(jié)構(gòu)。

2.5 cx-LPMO-B-NF 的酶學(xué)性質(zhì)

2.5.1 cx-LPMO-B-NF 的最適溫度

以 200 μL 1% PASC 作為底物,加入 200 μL cx-LPMO-B-NF(使用游離酶做對(duì)照組,相同體系),加入

6 μL濃度為 100 mmol / L Vc 提供反應(yīng)所需要電子,最后補(bǔ)充 194 μL 濃度為 50 mmol / L 的醋酸銨緩沖溶

液,得到體積為 600 μL 的反應(yīng)體系,于 30、40、50、60、70 ℃ 水浴反應(yīng) 24 h,每組做 3 個(gè)平行實(shí)驗(yàn)。 使用

DNS 法測(cè)定產(chǎn)生的還原糖量,測(cè)定 OD540 ,根據(jù)產(chǎn)生的還原糖量計(jì)算酶活以及相對(duì)酶活。

2.5.2 cx-LPMO-B-NF 的最適 pH

以 200 μL 1% PASC 作為底物,加入 200 μL cx-LPMO-B-NF(使用游離酶做對(duì)照組,相同體系)、加入

6 μL濃度為 100 mmol / L Vc 提供反應(yīng)所需要電子,加入 pH 分別為 3.0、4.0、5.0、6.0、7.0 的 50 mmol / L 醋酸

銨緩沖溶液 194 μL,得到不同 pH 總體積均為 600 μL 的反應(yīng)體系,50 ℃水浴反應(yīng) 24 h,每組做 3 個(gè)平行實(shí)

驗(yàn)。 使用 DNS 法測(cè)定產(chǎn)生的還原糖量,測(cè)定 OD540 ,根據(jù)產(chǎn)生的還原糖量計(jì)算酶活以及相對(duì)酶活。

2.5.3 cx-LPMO-B-NF 的儲(chǔ)存穩(wěn)定性

將 cx-LPMO-B-NF 保存于磷酸鹽緩沖溶液中,放置于 4 ℃冰箱,每 3 d 測(cè)定一次酶活直至 15 d,每組做

3 個(gè)平行實(shí)驗(yàn)。

160

第165頁(yè)

http:∥xuebao.gxnu.edu.cn

2.5.4 cx-LPMO-B-NF 的循環(huán)使用次數(shù)

以 200 μL 的 1% PASC 作為底物,加入 200 μL cx-LPMO-B-NF,加入 6 μL 100 mmol / L Vc 提供反應(yīng)所

需要電子,最后補(bǔ)充加入 194 μL 醋酸銨緩沖溶液,得到總體積為 600 μL 的反應(yīng)體系,50 ℃ 水浴反應(yīng) 24

h,測(cè)定的酶活為 100%。 回收固定化酶并洗滌 3 次,重復(fù)反應(yīng) 6 次,測(cè)定每次固定化酶的殘余酶活力。 每

組做 3 個(gè)平行實(shí)驗(yàn)。

3 結(jié)果與分析

3.1 cx-LPMO-B 的表達(dá)純化

通過(guò)對(duì)重組表達(dá)菌株 pPICZαA-cx-LPMO-B 進(jìn)行表達(dá),得到含有酶的發(fā)酵液,根據(jù)基因 cxLPMOB 片段

大小推測(cè)酶的相對(duì)分子質(zhì)量理論值為 33 kDa,由于蛋白表達(dá)翻譯后修飾的原因,酶實(shí)際相對(duì)分子質(zhì)量變

大,如圖 1 通過(guò) Ni 柱純化的方法對(duì)酶進(jìn)行純化,根據(jù)電泳結(jié)果確定酶相對(duì)分子質(zhì)量大小約為 54 kDa。 后

續(xù)實(shí)驗(yàn)均采用此方法得到純化后的酶。

1. cx-LPMO-B 粗酶液原液;2. 過(guò) Ni 柱穿出液;3. Binding 平衡柱子;

4. Ni 柱純化后酶液-1;5. Ni 柱純化后酶液-2;M. Maker

圖 1 純化結(jié)果

Fig. 1 Purification results

3.2 cx-LPMO-B-NF 的制備條件

3.2.1 制備 cx-LPMO-B-NF 的最適條件

將納米花的制備條件設(shè)為靜止與攪拌 2 種(在攪拌條件下進(jìn)行取樣,因過(guò)程較劇烈,取樣過(guò)程中會(huì)存

在微量誤差),計(jì)算過(guò)程中將最高固定率設(shè)為 100%。 如圖 2,在靜止條件下 2 h 時(shí)固定化率約為 90%,隨

著時(shí)間的延長(zhǎng)固定化率逐漸降低,在 9 h 左右固定化率降低至約 30%。 分析認(rèn)為是由于靜止條件下滴入

Cu

2+時(shí) cx-LPMO-B-NF 迅速產(chǎn)生,或者酶吸附于快速形成的結(jié)構(gòu)上,而有機(jī)-無(wú)機(jī)納米花的形成一般分為 3

步:首先是核的形成;其次是花的生長(zhǎng);最后是花的完成[17]

。 靜止條件下由于納米花快速形成,致使形成

過(guò)程中其結(jié)構(gòu)和致密度不夠,隨著酶的堆積,形成的不太穩(wěn)定的片段結(jié)構(gòu)脫落,從而使固定化率降低。 攪

拌條件下 2 h 時(shí)固定化率約為 65%,隨著時(shí)間的延長(zhǎng)固定化率逐漸升高,在 16 h 左右固定化率升至約

95%。 分析認(rèn)為當(dāng)?shù)渭?Cu

2+時(shí),由于攪拌的原因使反應(yīng)體系混合均勻,雖然前期酶固定化率低,但形成的

納米化結(jié)構(gòu)均勻致密,隨著攪拌時(shí)間的延長(zhǎng),滿(mǎn)足了形成納米花的 3 個(gè)步驟,從而酶的固定化率逐漸升高,

在 16 h 時(shí)固定化率達(dá)到最高 95%左右。 綜合時(shí)間成本考慮,將實(shí)驗(yàn)的條件選為攪拌 14 h 進(jìn)行固定化。

161

第166頁(yè)

廣西師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版),2022,40(2)

圖 2 制備 Cu3(PO4 )2 納米花的最適條件

Fig. 2 Optimal conditions for preparing Cu3(PO4 )2 nanoflowers

3.2.2 制備 cx-LPMO-B-NF 的最適酶濃度

酶的濃度對(duì)所形成的納米花有著重要的影響。 如圖 3 所示,當(dāng)添加酶濃度為 0.3 g / L 進(jìn)行固定化反應(yīng)

時(shí),固定上的酶濃度約為 0.19 g / L,約占總酶濃度的 66.7%,當(dāng)添加酶濃度分別為 0.4、0.5 g / L 時(shí),固定上的

酶濃度分別約為 0.17、0.16 g / L,隨著酶添加量增多,固載量有微量下降。 因此,合適的酶濃度對(duì)固定化過(guò)

程十分重要,本文選取酶濃度為 0.3 g / L 對(duì)其進(jìn)行固定化。

圖 3 制備 Cu3(PO4 )2 納米花的最適酶濃度

Fig. 3 Optimal protein concentration for preparing Cu3(PO4 )2 nanoflowers

3.2.3 制備 cx-LPMO-B-NF 的最適溫度和最佳反應(yīng)時(shí)間

制備 cx-LPMO-B-NF 的固定化率隨溫度的變化如圖 4,由圖可見(jiàn),在 25 ℃固定化率最高。 圖 5 為制備

Cu

2+納米花時(shí)固定化率隨時(shí)間和溫度變化圖,取最適反應(yīng)時(shí)間 14 h 為截止點(diǎn),可以看出不同溫度下隨著

制備時(shí)間的延長(zhǎng)固定化率呈現(xiàn)逐漸上升的趨勢(shì),在 25 ℃時(shí)固定化率達(dá)到最高。 通過(guò)與 25 ℃ 不添加 Cu

2+

對(duì)照,發(fā)現(xiàn)在不添加 Cu

2+的情況下酶基本維持不變,進(jìn)一步說(shuō)明酶是通過(guò)形成的 Cu

2+納米花被固定的。

分析認(rèn)為在溫度較低的情況下,cx-LPMO-B 與 Cu3(PO4 )2 結(jié)合緩慢,進(jìn)而成花緩慢,且溫度較低的情況下

納米花的粘合度不夠,形成散落的片狀,不能很好地進(jìn)行組裝,從而使酶在其上的吸附量降低。 因此選取

25 ℃為最佳固定化溫度。

3.2.4 制備 cx-LPMO-B-NF 的最適 pH

對(duì)固定化過(guò)程中磷酸鹽緩沖溶液的最適 pH 進(jìn)行考察,如圖 6 所示,發(fā)現(xiàn)在磷酸鹽緩沖溶液 pH 為 7.4

時(shí)固定化率達(dá)到最高 35%,而在 pH 分別為 6.0、8.0、9.0 時(shí)固定化率均達(dá)不到 25%,這與 He 等[23] 的結(jié)果

162

第167頁(yè)

http:∥xuebao.gxnu.edu.cn

一致。 因此在固定化過(guò)程中,選擇磷酸鹽緩沖溶液最適 pH 為 7.4 進(jìn)行固定化反應(yīng)。

圖 4 制備 Cu3(PO4 )2 納米花的最適反應(yīng)溫度

Fig. 4 Optimum temperature for preparing Cu3(PO4 )2 nanoflowers

圖 5 制備 Cu3(PO4 )2 納米花不同溫度下最適反應(yīng)時(shí)間

Fig. 5 Optimum time for preparing Cu3(PO4 )2 nanoflowers at different temperatures

圖 6 制備 Cu3(PO4 )2 納米花最適 pH

Fig. 6 Optimum pH for preparing Cu3(PO4 )2 nanoflowers

3.3 最適條件制備的 cx-LPMO-B-NF 酶活的測(cè)定

根據(jù)前面實(shí)驗(yàn)得到的最適反應(yīng)條件制備得到 cx-LPMO-B-NF,測(cè)定其酶活,最高可達(dá) 28.266 U/ mg。

163

第168頁(yè)

廣西師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版),2022,40(2)

圖 7 為固定化酶與游離酶的酶活,由圖可見(jiàn),兩者基本相同,但固定化酶由于具有穩(wěn)定性好、可重復(fù)使用等

優(yōu)點(diǎn),在工業(yè)生產(chǎn)中更加具有優(yōu)勢(shì)。

圖 7 游離酶和固定化酶酶活比較

Fig. 7 Comparison of enzyme activities

3.4 納米花形態(tài)表征

通過(guò) SEM 對(duì)最適反應(yīng)條件制得的 cx-LPMO-B-NF 結(jié)構(gòu)進(jìn)行表征,如圖 8 所示,Cu

2+納米花顆粒大小均

勻,分散性好,形狀呈盛開(kāi)狀,花瓣分散狀態(tài)較好,該結(jié)構(gòu)可增加酶固定化的表面積,進(jìn)而提高酶的固載量,

同時(shí)花瓣?duì)畹慕Y(jié)構(gòu)可以將酶更好地包裹,使酶不受外界因素的干擾,提高酶的穩(wěn)定性[24]

。 利用 cx-LPMOB-NF 作用底物時(shí)可增大酶與底物的接觸面積,從而促進(jìn)反應(yīng)的進(jìn)行。

圖 8 SEM 表征納米花結(jié)構(gòu)

Fig. 8 SEM characterization of nanoflower structure

164

第169頁(yè)

http:∥xuebao.gxnu.edu.cn

如圖 9 所示,通過(guò) TEM 分析制備得到的 cx-LPMO-B-NF,結(jié)果發(fā)現(xiàn)“花瓣”狀結(jié)構(gòu)不是緊密連接在一起

的,中間存在許多縫隙,可以使其更好地與酶進(jìn)行結(jié)合,提高酶與底物的結(jié)合面積,進(jìn)一步提高酶的催化

活性。

圖 9 TEM 表征納米花結(jié)構(gòu)

Fig. 9 TEM characterization of nanoflower structure

3.5 cx-LPMO-B-NF 的酶學(xué)性質(zhì)

3.5.1 cx-LPMO-B-NF 的最適溫度

固定化技術(shù)一般可以增大酶的最適溫度范圍。 如圖 10 所示,游離酶的最適溫度為 60~70 ℃ ,其在 40

℃時(shí)相對(duì)酶活僅為 65%;固定化酶最適溫度為 50 ~ 60 ℃ ,其在 40 ℃ 時(shí)相對(duì)酶活仍達(dá)到 85%,表明磷酸銅

雜化納米花固定化能增大 cx-LPMO-B 酶的最適溫度范圍。 但由于納米材料不耐高溫,當(dāng)溫度過(guò)高時(shí),固

定化酶的酶活會(huì)快速降低,如在 70 ℃時(shí)相對(duì)酶活迅速降低至 55%左右。

圖 10 cx-LPMO-B-NF 的最適溫度

Fig. 10 Optimum temperature for cx-LPMO-B-NF to act on the substrate

3.5.2 cx-LPMO-B-NF 的最適 pH

cx-LPMO-B-NF 在不同 pH 時(shí)的酶活如圖 11 所示,固定化酶較游離酶的 pH 穩(wěn)定性窄一些,在 pH 為

4.0時(shí)達(dá)到最高酶活,隨后迅速降低,在 pH 為 7.0 時(shí)固定化酶相對(duì)酶活降至 65%左右。 說(shuō)明 pH 對(duì)納米花

的影響較大。

165

第170頁(yè)

廣西師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版),2022,40(2)

圖 11 cx-LPMO-B-NF 的最適 pH

Fig. 11 Optimum pH for cx-LPMO-B-NF to act on the substrate

3.5.3 cx-LPMO-B-NF 的儲(chǔ)存穩(wěn)定性

如圖 12 所示,游離酶在放置 6 d 后只保留 50%左右的酶活,9 d 后則酶失活。 而固定化酶 cx-LPMOB-NF 隨著儲(chǔ)存時(shí)間的延長(zhǎng)酶活有微量增加,可能是由于無(wú)機(jī)晶體磷酸銅納米花在 4 ℃ 條件下,長(zhǎng)時(shí)間儲(chǔ)

存時(shí)有少量固定的 cx-LPMO-B 酶分子從載體上脫落,造成酶活有所提高。 相比較游離酶,cx-LPMO-B-NF

具有較好的儲(chǔ)存穩(wěn)定性,儲(chǔ)存 15 d 后仍表現(xiàn)出較高的酶活,這是由于納米花多孔結(jié)構(gòu)保護(hù)了酶分子,使其

在儲(chǔ)藏過(guò)程中不易發(fā)生結(jié)構(gòu)的改變,從而提高了酶的穩(wěn)定性。

圖 12 cx-LPMO-B-NF 儲(chǔ)存穩(wěn)定性

Fig. 12 cx-LPMO-B-NF storage stability

3.5.4 cx-LPMO-B-NF 的循環(huán)使用次數(shù)

如圖 13 所示,隨著循環(huán)次數(shù)的增加酶活逐漸降低。 第 1 次使用時(shí),酶活為 100%;第 2 次重復(fù)使用后

酶活迅速降低,約為 75%;而之后的重復(fù)使用過(guò)程中酶活雖然一直降低,但降低速度比較緩慢。 分析認(rèn)

為,在重復(fù)使用過(guò)程中,由于需要反復(fù)沖洗使部分固定不牢固的酶脫落,首次使用后的脫落情況最為嚴(yán)重,

但剩余納米花上的酶較穩(wěn)定,因此經(jīng)過(guò) 6 次循環(huán)利用后相對(duì)酶活仍然可達(dá)到 60%左右,具有較高的工業(yè)應(yīng)

用潛力。

166

第171頁(yè)

http:∥xuebao.gxnu.edu.cn

圖 13 cx-LPMO-B-NF 的循環(huán)使用次數(shù)

Fig. 13 Number of cycles of cx-LPMO-B-NF

4 討論

自 2021 年 LPMO 被發(fā)現(xiàn)以來(lái),研究人員一直圍繞著開(kāi)發(fā)新來(lái)源酶以及研究其協(xié)同降解纖維素的作用

機(jī)制進(jìn)行研究,但目前很少有針對(duì) LPMO 固定化的報(bào)道。 本文首次利用金屬離子在鹽溶液中配位沉淀一

步制得酶無(wú)機(jī)雜化納米花的方法,將 LPMO 固定于無(wú)機(jī)載體 Cu3(PO4 )2 上形成雜化納米花固定化酶,從

而解決酶的重復(fù)利用率低、難以回收等問(wèn)題,使該酶制劑應(yīng)用于工業(yè)生產(chǎn)中成為可能。 同時(shí)該方法制備過(guò)

程簡(jiǎn)單易操作、綠色環(huán)保且耗能低,更有利于在工業(yè)中生產(chǎn)固定化酶[25]

。

利用納米花狀粒子作為載體固定酶分子,其比表面積大,有利于吸附更多酶分子,并可提高其固定化

酶的酶活,同時(shí)花瓣?duì)罱Y(jié)構(gòu)對(duì)固定上的酶有很好的保護(hù),提高固定化酶的穩(wěn)定性及重復(fù)利用性。 本文研究

中固定化酶量隨著酶濃度增加而增加,但當(dāng)飽和后固定化酶量則會(huì)有少量的下降。 酶濃度對(duì)無(wú)機(jī)雜化納

米花固定化過(guò)程十分重要,Wang 等[26]研究發(fā)現(xiàn)加入不同淀粉酶量,對(duì)固定化酶納米花生成形態(tài)有影響,

酶濃度為 0.2 g / L 時(shí),固定化酶呈現(xiàn)納米花狀,但當(dāng)酶濃度為 2 g / L 時(shí),固定化酶的形態(tài)則呈平行六面體

狀;王宏[27]對(duì)二鳥(niǎo)苷酸環(huán)化酶進(jìn)行固定化研究發(fā)現(xiàn),當(dāng)固定酶量未達(dá)到載體的飽和量時(shí),固定化酶量隨著

酶量的增加而增加,但是當(dāng)酶量達(dá)到載體的飽和量時(shí),結(jié)合位點(diǎn)飽和,繼續(xù)增加酶量會(huì)導(dǎo)致酶與載體親和

力下降,影響酶與載體的有效結(jié)合。 朱衡等[28] 使用羧基載體 LX-1000IDA 對(duì)脂肪酶進(jìn)行固定化,在重復(fù)

催化 4 次后剩余 50%左右的酶活。 彭開(kāi)敏等[29]以豬肝酯酶作為有機(jī)部分,以磷酸鈣作為固定化載體進(jìn)行

固定化,所得固定化酶重復(fù)使用 6 次后其活性?xún)H為 10%左右,重復(fù)利用性大大低于本文制備的固定化酶。

由此可見(jiàn),“有機(jī)-無(wú)機(jī)”雜化納米花的固定化方法可作為一種綠色易操作的固定化方法進(jìn)行酶的工業(yè)固

定化,同時(shí)通過(guò)此固定化方法固定 LPMO,可提高其重復(fù)利用性,為 LPMO 在工業(yè)生產(chǎn)中的應(yīng)用提供更多

的可能性。

5 結(jié)論

本實(shí)驗(yàn)通過(guò)向含有裂解多糖單加氧酶 cx-LPMO-B 的磷酸鹽緩沖溶液中滴加金屬離子制備得到雜化

cx-LPMO-B-金屬納米花固定化酶。 最佳制備條件為:pH 7.4 的磷酸緩沖液、25 ℃ 、攪拌反應(yīng) 14 h、蛋白酶

添加量為 0.3 g / L,所制備的裂解多糖單加氧酶 cx-LPMO-B-NF 活性最高。 對(duì)納米花進(jìn)行 SEM 掃描電子顯

微鏡以及 TEM 透射電子顯微鏡觀察發(fā)現(xiàn),納米花結(jié)構(gòu)為盛開(kāi)的花朵狀,花朵之間留有縫隙,并非緊密地包

裹在一起,為酶的固定化留有空間。 固定化酶最適反應(yīng) pH 為 4.0,最佳反應(yīng)溫度為 50 ℃ 。 cx-LPMO-B-NF

具有一定的儲(chǔ)存穩(wěn)定性,但較長(zhǎng)時(shí)間儲(chǔ)存過(guò)程中存在酶輕微脫落的現(xiàn)象,原因有待進(jìn)一步研究。 在經(jīng)過(guò) 6

次重復(fù)利用后相對(duì)酶活仍可達(dá)到 60%左右,因此在進(jìn)一步提高重復(fù)利用性以及儲(chǔ)存穩(wěn)定性后,其在工業(yè)

167

第172頁(yè)

廣西師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版),2022,40(2)

應(yīng)用上具有巨大潛力。

參 考 文 獻(xiàn)

[1] 李冬敏, 沈乃東, 馮鵬, 等. 玉米纖維乙醇技術(shù)研究進(jìn)展與應(yīng)用現(xiàn)狀[J]. 生物產(chǎn)業(yè)技術(shù), 2019(1): 95-101.

[ 2] KUBICKI J D, YANG H, SAWADA D, et al. The shape of native plant cellulose microfibrils[J]. Scientific Reports, 2018,

8(1): 13983.

[3] QUINLAN R J, SWEENEY M D, LEGGIO L L, et al. Insights into the oxidative degradation of cellulose by a copper

metalloenzyme that exploits biomass components[J]. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States

of America, 2011, 108(37): 15079-15084.

[4] 張清翠, 石雅麗, 劉安禮, 等. 外切纖維素酶的研究與應(yīng)用進(jìn)展[J]. 生物技術(shù)進(jìn)展, 2020, 10(5): 495-502.

[5] JOHANSEN K S. Discovery and industrial applications of lytic polysaccharide mono-oxygenases[ J]. Biochemical Society

Transactions, 2016, 44(1): 143-149.

[6] VAAJE-KOLSTAD G, WESTERENG B, HORN S J, et al. An oxidative enzyme boosting the enzymatic conversion of

recalcitrant polysaccharides[J]. Science, 2010, 330(6001): 219-222.

[7] 羅貴民. 酶工程[M]. 北京: 化學(xué)工業(yè)出版社, 2003.

[8] BHAVANIRAMYA S, VANAJOTHI R, VISHNUPRIYA S, et al. Enzyme immobilization on nanomaterials for biosensor and

biocatalyst in food and biomedical industry[J]. Current Pharmaceutical Design, 2019, 25(24): 2661-2676.

[9] 葉麟, 姜露, 申光輝, 等. 纖維素膜固定化麥麩酯酶的工藝研究[J]. 食品與機(jī)械, 2016, 32(10): 63-68.

[10] 林海蛟, 張繼福, 張?jiān)? 等. 基于大孔吸附樹(shù)脂先交聯(lián)后吸附法固定化脂肪酶[ J]. 廣西師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)

版), 2020, 38(4): 100-108.

[11] ?ZALP V C, ZEYDANLI U S, LUNDING A, et al. Nanoparticle embedded enzymes for improved lateral flow sensors[J].

The Analyst, 2013, 138(15): 4255-4259.

[12] 祝英, 莊鶴桐, 王治業(yè), 等. 酵母固定化方法的比較及應(yīng)用[J]. 中國(guó)釀造, 2019, 38(1): 113-117.

[13] 錢(qián)軍民, 李旭祥. HEC/ SiO2 凝膠復(fù)合物包埋固定化葡萄糖氧化酶的研究[J]. 應(yīng)用化學(xué), 2002, 19(2): 153-157.

[14] KIM J, GRATE J W, WANG P. Nanostructures for enzyme stabilization[J]. Chemical Engineering Science, 2006, 61(3):

1017-1026.

[15] MATEO C, ABIAN O, FERANNDEZ-LAFUENTE R, et al. Reversible enzyme immobilization via a very strong and

nondistorting ionic adsorption on support-polyethylenimine composites [ J]. Biotechnology and Bioengineering, 2000, 68

(1): 98-105.

[16] L?PEZ-GALLEGO F, BETANCOR L, MATEO C, et al. Enzyme stabilization by glutaraldehyde crosslinking of adsorbed

proteins on aminated supports[J]. Journal of Biotechnology, 2005, 119(1): 70-75.

[17] 鄭璐. 生物礦化法固定化酶的研究[D]. 長(zhǎng)春: 吉林大學(xué), 2019.

[18] LIN Z A, XIAO Y, YIN Y Q, et al. Facile synthesis of enzyme-inorganic hybrid nanoflowers and its application as a

colorimetric platform for visual detection of hydrogen peroxide and phenol[J]. ACS Applied Materials & Interfaces, 2014, 6

(13): 10775-10782.

[19] ZHANG B L, LI P T, ZHANG H P, et al. Preparation of lipase / Zn3(PO4 )2 hybrid nanoflower and its catalytic performance

as an immobilized enzyme[J]. Chemical Engineering Journal, 2016, 291: 287-297.

[20] SONG Y J, YANG Y, MEDFORTH C J, et al. Controlled synthesis of 2-D and 3-D dendritic platinum nanostructures[J].

Journal of the American Chemical Society, 2004, 126(2): 635-645.

[21] YIN Y, XIAO Y, LIN G, et al. An enzyme-inorganic hybrid nanoflower based immobilized enzyme reactor with enhanced

enzymatic activity[J]. Journal of Materials Chemistry B, 2015, 3(11): 2295-2300.

[22] GE J D, LEI J D, ZARE R N. Protein-inorganic hybrid nanoflowers[J]. Nature Nanotechnology, 2012, 7(7): 428-432.

[23] HE G L, HU W H, LI C M. Spontaneous interfacial reaction between metallic copper and PBS to form cupric phosphate

nanoflower and its enzyme hybrid with enhanced activity[J]. Colloids and Surfaces B: Biointerfaces, 2015, 135: 613-618.

[24] 郝夢(mèng)瑤. 短桿菌來(lái)源膽固醇氧化酶的重組表達(dá)及雜化納米花固定化研究[D]. 無(wú)錫: 江南大學(xué), 2019.

[25] MEMON A H. 新型金屬有機(jī)雜化納米材料的構(gòu)建及其應(yīng)用[D]. 北京: 北京化工大學(xué), 2019.

168

第173頁(yè)

http:∥xuebao.gxnu.edu.cn

[26] WANG L B, WANG Y C, HE R, et al. A new nanobiocatalytic system based on allosteric effect with dramatically enhanced

enzymatic performance[J]. Journal of the American Chemical Society, 2013, 135(4): 1272-1275.

[27] 王宏. 二鳥(niǎo)苷酸環(huán)化酶的篩選、 表達(dá)以及固定化[D]. 杭州: 浙江大學(xué), 2020.

[28] 朱衡, 張繼福, 張?jiān)? 等. 基于羧基載體 LX-1000IDA 的脂肪酶固定化研究[ J]. 廣西師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版),

2020, 38(6): 88-101.

[29] 彭開(kāi)敏, 葉泰, 曹慧, 等. 豬肝酯酶雜化 “納米花” 的制備及其對(duì)菊酯類(lèi)農(nóng)藥的水解性能研究[J]. 分析測(cè)試學(xué)報(bào),

2018, 37(12): 1412-1417.

Study on Lytic Polysaccharide Monooxygenase Nanoflower for Immobilization

REN Wenwen, SUN Yunze, LI Rong

?

(School of Biological Engineering,Dalian Polytechnic University,Dalian Liaoning 116000, China)

Abstract: In this paper, a novel inorganic crystal complex copper phosphate was used as a carrier to immobilize

the lytic polysaccharide monooxygenase (cx-LPMO-B), the optimal conditions for immobilization of cx-LPMO-B

was investigated, and the enzymatic properties were compared with the free and immobilization of cx-LPMO-B.

The results showed that, copper sulfate was added to the pH = 7.4 and 0.01 mol / L phosphate buffer solution

containing the cx-LPMO-B to form immobilized cx-LPMO-B-copper phosphate nanoflowers, namely cx-LPMO-BNF. The cx-LPMO-B-NF reached the highest immobilized yield at 25 ℃ for 14 h with the 0.3 g / L cx-LPMO-B.

The immobilized cx-LPMO-B-NF retained a residual activity of approximately 60% after 6 cycles reaction. The

nano structure of the immobilized cx-LPMO-B-NF was characterized with scanning electron microscope ( SEM)

and transmission electron microscope ( TEM). It was performed that the immobilized cx-LPMO-B-NF was

uniformly dispersed and single blooming flower shape. The optimal pH and temperature for immobilized cxLPMO-B-NF were pH = 4. 0 and 50 ℃ , respectively. The nano flower structure increased surface area of

immobilized carrier to enhance cx-LPMO-B immobilization. Moreover, the reusability of immobilized cx-LPMOB-NF was significantly enhanced. Therefore, the immobilized cx-LPMO-B-NF can promote advantages for cxLPMO-B industrial application.

Keywords: immobilization; nanoflower; lysing polysaccharide monooxygenase; enzymatic properties; inorganic

crystal complex

(責(zé)任編輯 王龍杰)

169

第174頁(yè)

第 40 卷 第 2 期

2022 年 3 月

廣西師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版)

Journal of Guangxi Normal University (Natural Science Edition)

Vol. 40 No. 2

Mar. 2022

DOI: 10.16088 / j.issn.1001-6600.2021032203 http: xuebao.gxnu.edu.cn

毛政利,趙華美. 華南西部土壤 Cd、Pb 地球化學(xué)基線研究及評(píng)價(jià)[J]. 廣西師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2022, 40(2): 170-181. MAO Z L,

ZHAO H M. Study on geochemical baseline and pollution assessment of heavy metals Cd and Pb in soil of Western South China[J]. Journal of Guangxi

Normal University(Natural Science Edition), 2022, 40(2): 170-181.

華南西部土壤 Cd、 Pb 地球化學(xué)基線研究及評(píng)價(jià)

毛政利1,2?

, 趙華美3

(1. 百色學(xué)院 土木建筑工程學(xué)院, 廣西 百色 533000; 2. 廣西高校桂西生態(tài)環(huán)境分析和

污染控制重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室 (百色學(xué)院), 廣西 百色 533000; 3. 百色學(xué)院 圖書(shū)館, 廣西 百色 533000)

摘 要: 在華南西部的右江河谷地區(qū)按照 10 km×3 km 的網(wǎng)度采集 71 個(gè)淺層土壤樣品, 分析測(cè)試樣品中 Cd 和 Pb 的含

量, 應(yīng)用累積頻率法和分形分析方法分析計(jì)算其環(huán)境地球化學(xué)基線值, 以此為評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)對(duì)本地區(qū)淺層土壤的 Cd、 Pb 污

染進(jìn)行評(píng)價(jià)。 結(jié)果表明: 2 種分析計(jì)算方法所得到的環(huán)境地球化學(xué)基線值相差不大, 其中 Cd 的基線上限相差 10.3%, 基

線值相差 9.4%, Pb 的基線上限相差 3.6%, 基線值相差 6.7%, 說(shuō)明 2 種方法的計(jì)算結(jié)果都合理, 本文取 2 種方法的算術(shù)

平均值作為其環(huán)境地球化學(xué)基線值, 即 Pb 為 25.44 mg / kg, Cd 為 0.304 mg / kg。 Cd 的單因子污染評(píng)價(jià)結(jié)果顯示輕度污染

占 67.61%、 中度污染占 23. 94%、 重度污染占 5. 63%, Pb 的單因子污染評(píng)價(jià)顯示輕度污染占 53. 52%、 中度污染占

25.35%、 重度污染占 11.27%; 內(nèi)梅羅綜合污染評(píng)價(jià)顯示輕度污染占 52.11%、 中度污染占 33.88%、 重度污染占 8.45%,

顯示出本區(qū)以輕度污染為主, 中度污染次之, 少數(shù)地區(qū)達(dá)到了重度污染, 且中、 重度污染區(qū)主要分布在研究區(qū)東南部和

西北部, 在中西部地區(qū)有一個(gè)中度污染點(diǎn)。 大多數(shù)樣品 Cd 和 Pb 的地累積指數(shù)小于 1, 說(shuō)明本區(qū) Cd 和 Pb 的累積效應(yīng)不

很明顯, 但在研究區(qū)的東南部 Cd 和 Pb 的地累積指數(shù)以及中北部 Pb 的地累積指數(shù)達(dá)到了中度污染水平。 這些均說(shuō)明研

究區(qū)以東鋁土資源開(kāi)發(fā)和研究區(qū)中部火電廠的生產(chǎn)活動(dòng)對(duì)該區(qū) Cd、 Pb 污染有較大的影響。

關(guān)鍵詞: 環(huán)境地球化學(xué)基線; 分形分析; 污染評(píng)價(jià); Cd; Pb; 右江河谷

中圖分類(lèi)號(hào): X53;X825 文獻(xiàn)標(biāo)志碼: A 文章編號(hào): 1001-6600(2022)02-0170-12

重金屬元素在土壤中具有持久性、富集性和不可逆性,而且不能降解,極易通過(guò)地下水、呼吸、皮膚接

觸和食物鏈等進(jìn)入人體,嚴(yán)重影響了人類(lèi)的身體健康[1-6]

,因此,土壤重金屬的污染評(píng)價(jià)研究成為土壤生

態(tài)環(huán)境的研究熱點(diǎn)之一[7-14]

。 在我國(guó),目前土壤重金屬的污染評(píng)價(jià)大多采用指數(shù)法,以生態(tài)環(huán)境部和國(guó)家

市場(chǎng)監(jiān)督管理總局 2018 年頒布的《土壤環(huán)境質(zhì)量-農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》中的風(fēng)險(xiǎn)篩選

值作為評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)進(jìn)行評(píng)價(jià),這種評(píng)價(jià)方法在評(píng)價(jià)土壤重金屬對(duì)人類(lèi)身體健康威脅方面具有重要意義,但是

在刻畫(huà)土壤重金屬污染及其累積特征上略顯不足。

自 20 世紀(jì) 70 年代開(kāi)展環(huán)境地球化學(xué)基線研究以來(lái),以重金屬地球化學(xué)基線作為評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)的土壤重

金屬污染評(píng)價(jià)研究越來(lái)越多[15-20]

。 環(huán)境地球化學(xué)基線值不同于地球化學(xué)背景值[21]

,它是地球表層土壤中

元素濃度的自然變化[22]和即時(shí)濃度[23]

。 目前確定元素環(huán)境地球化學(xué)基線值主要有標(biāo)準(zhǔn)化方法和累計(jì)頻

率等方法。 標(biāo)準(zhǔn)化方法是建立惰性元素和活性元素的線性回歸方程,即基線模型[24-25]

,根據(jù)基線模型和

惰性元素含量即可計(jì)算出活性元素的基線值。 累積頻率法根據(jù)累積頻率和元素含量直角坐標(biāo)系中點(diǎn)分布

的趨勢(shì)來(lái)確定元素的環(huán)境地球化學(xué)基線。 Zhang 等[26]采用累積頻率曲線法和參考金屬歸一化法等方法,

確定了阜新市表層土壤重金屬地球化學(xué)基線;孫厚云等[27]運(yùn)用基于參比元素的標(biāo)準(zhǔn)化方法和累積頻率曲

線法確定了承德市灤河流域 12 種重金屬元素的地球化學(xué)基線值,并研究了它們的累積特征。

分形理論在土壤重金屬污染方面的研究較少,主要圍繞土壤顆粒粒徑分形分布特征及其與重金屬污

收稿日期: 2021-03-22 修回日期: 2021-05-15

基金項(xiàng)目: 廣西自然科學(xué)基金(2017GXNSFAA198146)

通信作者: 毛政利(1967—), 男, 湖南武岡人, 百色學(xué)院教授, 博士。 E-mail: zhlmao@163.com

第175頁(yè)

http:∥xuebao.gxnu.edu.cn

染之間的關(guān)系,根據(jù)土壤重金屬元素的多維分形頻譜圖的特征分析土壤中重金屬是否有人為源[28-30]

。 姚

凌陽(yáng)等[31]研究了重金屬元素在歐洲表層和深層土壤中的分布,認(rèn)為其具有多重分形分布特征,且各元素

含量在多重分形頻譜曲線上均顯示連續(xù)的多重分形分布;郗偉華等[32] 研究認(rèn)為,干旱風(fēng)沙區(qū)路域土壤粒

徑較小的黏粒更容易吸附重金屬,土壤分形維數(shù)變化能夠反映該區(qū)土壤理化性狀的變化特征;宋書(shū)巧

等[33]利用 C-A 分形模型討論分析土壤重金屬地球化學(xué)異常下限等。 但應(yīng)用分形理論方法確定重金屬環(huán)

境地球化學(xué)基線值的研究目前鮮有報(bào)道。

為此,本文以華南西部的右江河谷為例,應(yīng)用分形理論研究分析其淺層土壤重金屬 Cd、Pb 的環(huán)境地

球化學(xué)基線,為重金屬環(huán)境地球化學(xué)基線的確定提供一種簡(jiǎn)便有效的方法,并在此基礎(chǔ)上對(duì)本地區(qū)土壤重

金屬 Cd、Pb 污染進(jìn)行評(píng)價(jià),為本地區(qū)生態(tài)農(nóng)業(yè)、特別是大健康產(chǎn)業(yè)可持續(xù)發(fā)展提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于華南西部的廣西百色地區(qū),橫跨右江區(qū)、田陽(yáng)區(qū)、田東縣和平果市,為一近似東西方向展布

的狹長(zhǎng)地帶,長(zhǎng)約 120 km,寬 2~20 km 不等,河谷南北西 3 個(gè)方向均為山地,河谷和山地的分界明顯,東部

經(jīng)一寬約 2 km 的狹窄出口與平果鋁土礦產(chǎn)區(qū)相連。 右江在河谷中部自西向東穿流而過(guò)。 河谷東部地形

較為平坦,西部地形稍顯復(fù)雜,農(nóng)作物以芒果樹(shù)為主,另外還有水稻和玉米。 地理位置為北緯 23°22′~ 23°

54′,東經(jīng) 106°34′~107°25′,高程 95~321 m,地處低緯度亞熱帶季風(fēng)氣候區(qū),以東南季風(fēng)為主,氣候濕潤(rùn),

年平均氣溫 20.5 ℃ ,年平均降雨量 1 053 mm。

1.2 樣品采集

根據(jù)研究區(qū)具有長(zhǎng)條形的形狀特征,沿河谷延伸方向(東偏南方向)以大致 10 km 的間距布置 11 條

采樣線,在河谷中部每條采樣線原則上以 3 km 的間距均勻布樣,在河谷南北邊緣原則上分別在山腳、山腰

和山頂布置采樣點(diǎn),在不具備采樣條件的地點(diǎn)酌情移動(dòng)采樣點(diǎn)位置。 在野外調(diào)研采樣之前進(jìn)行樣品點(diǎn)的

布置設(shè)計(jì),按照采樣點(diǎn)的布設(shè)設(shè)計(jì)進(jìn)行野外實(shí)地采樣,具體按照約 10 m×10 m 的正方形 4 個(gè)頂點(diǎn)和中心

共 5 個(gè)點(diǎn)各采集 500 g 的淺層(10~20 cm)土壤,混合均勻后按四分法每個(gè)樣品保留 500 g,同時(shí)使用手持

GPS 定位儀定位記錄采樣中心點(diǎn)的坐標(biāo)和高程數(shù)據(jù),共采集土壤樣品 71 個(gè),采樣點(diǎn)分布見(jiàn)圖 1。

委托青島衡立檢測(cè)有限公司檢測(cè)樣品的 Cd、Pb 含量,樣品的制備和 Cd、Pb 含量的測(cè)定按照土壤質(zhì)量

鉛鎘測(cè)定的萃取火焰原子吸收分光光度法國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)(GB / T 17140-1997)執(zhí)行。 Cd 檢出限 0.05 mg / kg,定

量限 0.15 mg / kg,線性范圍 0.15~2.0 mg / L,相關(guān)系數(shù) r 為 0.999 7,線性方程為 Y = 0.303 5X-0.002 7;Pb 檢

出限 0.20 mg / kg,定量限 0.60 mg / kg,線性范圍 0.6 ~ 200 mg / L,相關(guān)系數(shù) r 為 0.999 0,線性方程為 Y =

0.021 4X-0.001 3;均采用由北京普析通用儀器有限責(zé)任公司生產(chǎn)的 TAS-986AFG 原子吸收分光光度計(jì)

測(cè)定。

1.3 數(shù)據(jù)處理

本文采用 Excel 對(duì)研究區(qū)樣品的 Cd、Pb 含量和頻數(shù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析及污染評(píng)價(jià)指數(shù)的計(jì)算,利用

Grapher 10 繪制 Cd 和 Pb 的累積頻率和含量-頻數(shù)雙對(duì)數(shù)分布圖,在 Surfer 13 軟件平臺(tái)上繪制 Cd 和 Pb 的

單因子指數(shù)、內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)、潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)以及地累積指數(shù)空間分布圖。

1.4 分析方法

1.4.1 地球化學(xué)基線確定

1.4.1.1 累積頻率法

累積頻率法是通過(guò)構(gòu)建累積頻率和元素含量的直角坐標(biāo)分布圖進(jìn)行基線確定,應(yīng)用線性回歸分析原

理,從分布圖左下角的點(diǎn)開(kāi)始,依次計(jì)算各點(diǎn)與最左下角點(diǎn)之間擬合曲線的決定系數(shù),當(dāng)決定系數(shù)升至最

高點(diǎn),這個(gè)點(diǎn)就是第一個(gè)拐點(diǎn);從找到的拐點(diǎn)開(kāi)始,再依次計(jì)算該拐點(diǎn)之后的點(diǎn)與該拐點(diǎn)之間擬合曲線的

決定系數(shù),直到發(fā)現(xiàn)第二個(gè)拐點(diǎn),同理確定第三個(gè)拐點(diǎn)。 分布圖可能存在多個(gè)拐點(diǎn),第一拐點(diǎn)為元素含量

171

第176頁(yè)

廣西師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版),2022,40(2)

較低的拐點(diǎn),表示基線值的上限,低于此數(shù)據(jù)的樣品含量的平均值或中值確定為基線值[34]

。 本文使用低

于第一個(gè)拐點(diǎn)含量的所有樣品的含量平均值作為基線值。

圖 1 采樣點(diǎn)分布

Fig. 1 Distribution map of sampling point

1.4.1.2 分形分析方法

含量-頻數(shù)分形分析模式是先根據(jù)樣品中每種重金屬的含量情況,將該元素的含量分為若干等級(jí),再

統(tǒng)計(jì)含量高于某個(gè)等級(jí)(r)的樣品數(shù)量(N(r)),如果滿(mǎn)足

N(r≤v)∝r

-D1和 N(r≥v)∝r

-D2 , (1)

則認(rèn)為該元素含量分布服從分形分布。 兩邊取對(duì)數(shù)

lgN(r≤v)∝-D1

lgr,lgN(r≥v)∝-D2

lgr, (2)

式中 D1 和 D2 為分維數(shù)。 顯然,如果該元素含量服從分形分布,其 lgN(r)和 lgr 呈線性關(guān)系,ν 即為基線值

的上限。

1.4.2 污染評(píng)價(jià)方法

1.4.2.1 單因子污染指數(shù)法

單因子污染指數(shù)評(píng)價(jià)方法[35-36]是評(píng)價(jià)土壤中單個(gè)重金屬元素的污染狀況和土壤重金屬污染評(píng)價(jià)方

法的基礎(chǔ)工作。 單因子污染指數(shù)計(jì)算公式為

pi

=

Ci

Si

。 (3)

式中:pi 表示每個(gè)采樣點(diǎn)重金屬元素 i 的單項(xiàng)污染指數(shù);Ci 表示每個(gè)采樣點(diǎn)重金屬元素 i 的實(shí)測(cè)值,單位

mg / kg;Si 表示重金屬元素 i 的評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn),單位 mg / kg。

1.4.2.2 內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法

內(nèi)梅羅綜合指數(shù)法[37-38]是在土壤重金屬單因子污染指數(shù)評(píng)價(jià)的基礎(chǔ)上,從整體的角度評(píng)價(jià)土壤中重

金屬的綜合污染狀況,并重點(diǎn)考慮含量高的重金屬元素對(duì)土壤重金屬污染的影響。 計(jì)算公式為

pj

= (p

2

jmax

+p

2

jave) / 2 。 (4)

式中:pj 表示采樣點(diǎn) j 的重金屬元素綜合污染指數(shù);pjmax表示采樣點(diǎn) j 中所有重金屬元素單因子污染指數(shù)中

的最大值;pjave表示采樣點(diǎn) j 的所有重金屬元素單因子污染指數(shù)的平均值;式中各參數(shù)均無(wú)量綱。

172

第177頁(yè)

http:∥xuebao.gxnu.edu.cn

1.4.2.3 潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)法

潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)法[31]是在各重金屬元素單因子污染指數(shù)評(píng)價(jià)方法基礎(chǔ)上,從毒理學(xué)的角度考慮各

重金屬元素在土壤中的毒性效應(yīng),引入重金屬元素的毒性效應(yīng)系數(shù),從而將重金屬污染效應(yīng)與毒理學(xué)連接

起來(lái),使評(píng)價(jià)結(jié)果更為全面。

單一重金屬元素潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)計(jì)算公式為

Ei

= Ti

×Pi, (5)

式中:Ei 為每個(gè)采樣點(diǎn)重金屬元素 i 的單一潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù);Ti 為重金屬元素 i 的毒性響應(yīng)系數(shù);pi 表

示每個(gè)采樣點(diǎn)重金屬元素 i 的單項(xiàng)污染指數(shù)。

每個(gè)采樣點(diǎn)多種重金屬元素綜合潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù) RRI計(jì)算公式為

RRI

= ∑

n

i = 1

Ei。 (6)

1.4.2.4 地累積指數(shù)評(píng)價(jià)法

地累積指數(shù)評(píng)價(jià)法[39]和前面幾個(gè)評(píng)價(jià)方法的不同之處在于,它充分考慮了自然地質(zhì)過(guò)程之外的人類(lèi)

活動(dòng)對(duì)重金屬污染的影響,不僅反映了重金屬元素在自然條件下的變化,也可判斷重金屬元素在人為活動(dòng)

中的影響,是區(qū)分重金屬元素自然過(guò)程和人為活動(dòng)影響的重要參數(shù)。 地累積指數(shù)計(jì)算方法為

Igeo

= log2(Cn

/ 1.5Bn )。 (7)

式中:Igeo為地累積指數(shù);Cn 為污染物 n 的實(shí)測(cè)值,單位為 mg / kg;Bn 為污染物 n 的標(biāo)準(zhǔn)值,單位為 mg / kg,

本文采用元素基線值。

2 結(jié)果與分析

2.1 重金屬 Cd、Pb 含量的統(tǒng)計(jì)分析

右江河谷重金屬 Cd、Pb 含量統(tǒng)計(jì)值如表 1,從表 1 可以看出,本區(qū)土壤重金屬元素 Cd 和 Pb 含量的平

均值分別為 0.55 和 49.4 mg / kg,其中 Cd 平均含量超出了 GB 5618—2018 標(biāo)準(zhǔn)的風(fēng)險(xiǎn)篩選值,但未達(dá)到風(fēng)

險(xiǎn)管控值,與廣西土壤背景值[40]

(0.267 mg / kg)相比,是背景值的 206%,說(shuō)明研究區(qū)土壤重金屬 Cd 的富

集趨勢(shì)比較明顯,可能受到人類(lèi)活動(dòng)或者礦產(chǎn)資源分布和開(kāi)發(fā)利用方面的影響較大;變異系數(shù)為 45%,屬

于高度變異,說(shuō)明 Cd 的空間分布受到了人類(lèi)的生產(chǎn)活動(dòng)影響。 Pb 的平均含量未超過(guò) GB 5618—2018 標(biāo)

準(zhǔn)的風(fēng)險(xiǎn)篩選值,但與百色地區(qū)土壤背景平均值(24 mg / kg)相比,也是背景值的 206%,說(shuō)明研究區(qū)重金

屬 Pb 的富集趨勢(shì)也比較明顯,變異系數(shù)高于 Cd,為 52%,說(shuō)明在本區(qū) Pb 受到的人類(lèi)活動(dòng)的影響要強(qiáng)

于 Cd。

表 1 右江河谷地區(qū)土壤重金屬 Cd、Pb 含量統(tǒng)計(jì)表

Tab. 1 Statistical table of heavy metals Cd,Pb contents in soils of Youjiang River Valley

元素

最大值/

(mg·kg

-1

)

最小值/

(mg·kg

-1

)

中位數(shù)/

(mg·kg

-1

)

平均值/

(mg·kg

-1

)

標(biāo)準(zhǔn)差

變異

系數(shù)

GB 5618—2018

風(fēng)險(xiǎn)篩選值/ (mg·kg

-1

)

(水田/ 其他)

風(fēng)險(xiǎn)管控值/

(mg·kg

-1

)

Cd 1.85 0.19 0.50 0.55 0.25 0.45 0.4 / 0.3 2.0

Pb 174 14.1 43.3 49.4 25.5 0.52 100 / 90 500

2.2 地球化學(xué)基線確定

圖 2 是研究區(qū) Cd 和 Pb 的含量累積頻率分布圖,從圖中可以看出,Cd 和 Pb 的累積頻率分布圖有很好

的相似性,均有 3 個(gè)拐點(diǎn),其中 Pb 的第一個(gè)拐點(diǎn)對(duì)應(yīng)的含量是 35 mg / kg,Cd 的第一個(gè)拐點(diǎn)對(duì)應(yīng)的含量是

0.35 mg / kg,以此分別作為它們基線值的上限,計(jì)算低于此數(shù)據(jù)的樣品含量平均值作為基線值,得到 Pb 的

173

第178頁(yè)

廣西師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版),2022,40(2)

環(huán)境地球化學(xué)基線值為 24.56 mg / kg,Cd 的環(huán)境地球化學(xué)基線值為 0.289 mg / kg。

圖 2 Cd、Pb 含量累積頻率分布

Fig. 2 Cumulative frequency distribution of Cd and Pb content

利用研究區(qū)樣品點(diǎn)的含量、頻數(shù)做雙對(duì)數(shù)坐標(biāo)圖如圖 3 所示,Pb 的基線值上限為 36.3 mg / kg,Cd 的

基線值上限為 0.39 mg / kg,據(jù)此計(jì)算 Pb 的環(huán)境地球化學(xué)基線值為 26.32 mg / kg,Cd 的環(huán)境地球化學(xué)基線

值為 0.319 mg / kg。

上述 2 種方法所得到的基線值上限和環(huán)境地球化學(xué)基線值相差不大,其中 Cd 的差別稍大一些,其基

線上限相差 10.3%,基線值相差 9.4%;Pb 的基線上限相差 3.6%,基線值相差 6.7%,說(shuō)明 2 種方法的計(jì)算

結(jié)果合理。 本次研究以 2 種方法計(jì)算所得的環(huán)境地球化學(xué)基線值的算術(shù)平均值作為其環(huán)境地球化學(xué)基線

值,即 Pb 的環(huán)境地球化學(xué)基線值為 25.44 mg / kg,Cd 的環(huán)境地球化學(xué)基線值為 0.304 mg / kg。

圖 3 Cd、Pb 含量-頻數(shù)分形分布

Fig. 3 Content-frequency fractal distribution of Cd and Pb

2.3 單因子污染指數(shù)評(píng)價(jià)

從研究區(qū)各樣品點(diǎn)單因子污染指數(shù)值在各污染等級(jí)中所占的比例(見(jiàn)表 2)可以看出,本區(qū)淺層土壤

Cd 和 Pb 的污染程度相近,均以輕度污染為主,中度污染次之,未污染樣品所占比例較小。 圖 4 是 Cd、Pb

單因子指數(shù)平面分布圖,由圖可見(jiàn),研究區(qū)中西部以輕度污染為主,Cd 和 Pb 的重度污染區(qū)主要分布在研

究區(qū)的東南部,顯示出鋁土礦產(chǎn)區(qū)對(duì)本區(qū) Cd 和 Pb 污染的影響;中度污染區(qū)主要分布在與重度污染區(qū)相

鄰區(qū)域及河谷中東部的兩緣、百色市主城區(qū)及百礦電廠-新山工業(yè)園區(qū),表明火力發(fā)電、鋁加工和人口聚集

對(duì)本區(qū) Cd 和 Pb 的累積有一定的貢獻(xiàn)。

174

第179頁(yè)

http:∥xuebao.gxnu.edu.cn

2.4 內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)評(píng)價(jià)

在應(yīng)用內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)進(jìn)行污染評(píng)價(jià)時(shí),需要根據(jù)內(nèi)梅羅污泥指數(shù)進(jìn)行污染分級(jí),分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)根據(jù)

農(nóng)田土壤環(huán)境質(zhì)量監(jiān)測(cè)技術(shù)規(guī)范(NY/ 395-2000)制定。 內(nèi)梅羅污染指數(shù)計(jì)算及污染分級(jí)見(jiàn)表 3,由表可

見(jiàn),研究區(qū) Cd 和 Pb 的綜合污染較輕,以輕度污染為主,中度污染次之,少量樣品達(dá)到了重度污染,污染形

式較為嚴(yán)峻。

表 2 右江河谷土壤重金屬 Cd、Pb 單因子污染指數(shù)

Tab. 2 Single factor pollution index of Cd and Pb in soil of Youjiang River basin

評(píng)價(jià)指數(shù) 污染等級(jí)

各污染等級(jí)樣品點(diǎn)比/ %

Cd Pb

P≤1.0 未污染 2.82 9.86

1.0<P≤2.0 輕度污染 67.61 53.52

2.0<P≤3.0 中度污染 23.94 25.35

P>3.0 重度污染 5.63 11.27

圖 4 右江河谷土壤重金屬 Cd、Pb 單項(xiàng)污染指數(shù)分布

Fig. 4 Distribution map of single pollution index of Cd and Pbin soil of Youjiang River basin

表 3 右江河谷土壤重金屬 Cd、Pb 內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)

Tab. 3 Nemero comprehensive pollution index of Cd and Pb in soil of Youjiang River basin

等級(jí) 評(píng)價(jià)指數(shù) 污染等級(jí) 各污染等級(jí)樣品點(diǎn)比/ %

1 P≤0.7 安全 1.41

2 0.7<P≤1.0 警戒線 4.23

3 1.0<P≤2.0 輕度污染 52.11

4 2.0<P≤3.0 中度污染 33.80

5 P>3.0 重度污染 8.45

圖 5 是本區(qū) Cd 和 Pb 的內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)空間分布圖,內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)空間分布特征和 Cd

的單因子污染指數(shù)空間分布基本相似,中度污染和重度污染區(qū)域分布在研究區(qū)東南部和西北部,在中西部

地區(qū)有一個(gè)重度污染點(diǎn),也反映了鋁的開(kāi)發(fā)利用、人類(lèi)集聚和火力電廠對(duì)本地區(qū)重金屬污染的貢獻(xiàn)。

2.5 潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

單一潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)是在單因子污染指數(shù)的基礎(chǔ)上,考慮重金屬元素的毒性反應(yīng)系數(shù)計(jì)算得到的,

Cd 和 Pb 的毒性反應(yīng)系數(shù)分別為 30 和 5

[29]

,研究區(qū) Cd 和 Pb 的單一潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)計(jì)算結(jié)果如表 4。

從表 4 可知,研究區(qū)所有樣品點(diǎn) Pb 均處在輕微生態(tài)危害范圍內(nèi),說(shuō)明本地區(qū)鉛污染潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)極小,

175

第180頁(yè)

廣西師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版),2022,40(2)

Cd 以中等生態(tài)危害為主,但強(qiáng)生態(tài)危害和很強(qiáng)生態(tài)危害超過(guò)了 10%,說(shuō)明研究區(qū) Cd 的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)較

強(qiáng),遠(yuǎn)大于 Pb 的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。 圖 6 是本區(qū) Cd 的單一潛在風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)分布圖,圖中顯示,本地區(qū) Cd 的強(qiáng)

生態(tài)危害區(qū)主要分布在東南部,在西北部的百色主域區(qū)局部達(dá)到強(qiáng)生態(tài)危害,這些區(qū)域受到鋁礦資源開(kāi)發(fā)

以及人口集聚的影響,存在較大的重金屬 Cd 的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。

圖 5 右江河谷重金屬 Cd-Pb 內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)分布

Fig. 5 Distribution map of Nemero composite pollution index of Cd and Pb in Youjiang River basin

表 4 右江河谷土壤重金屬 Cd、Pb 單一潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)

Tab. 4 Single potential ecological risk index of Cd and Pb in soil of Youjiang River basin

評(píng)價(jià)指數(shù) 風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)

各風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)樣品點(diǎn)比例/ %

Cd Pb

E<40 輕微生態(tài)危害 15.49 100

40≤E<80 中等生態(tài)危害 73.24 —

80≤E<160 強(qiáng)生態(tài)危害 9.86 —

160≤E<320 很強(qiáng)生態(tài)危害 1.41 —

E≥320 極強(qiáng)生態(tài)危害 — —

圖 6 右江河谷土壤重金屬 Cd 單一潛在風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)分布

Fig. 6 Distribution map of single potential risk index of Cd in soil of Youjiang River basin

176

第181頁(yè)

http:∥xuebao.gxnu.edu.cn

Cd、Pb 綜合潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)計(jì)算結(jié)果(表 5)顯示,絕大多數(shù)樣品點(diǎn)處于輕微生態(tài)危害,只有極少數(shù)

樣品點(diǎn)處于中等生態(tài)危害,說(shuō)明研究區(qū)重金屬綜合潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)小。 從圖 7 可以看到,中等生態(tài)危害分布

于研究區(qū)的東南端,說(shuō)明本區(qū)重金屬生態(tài)危害的主要來(lái)源是其以東的大型鋁資源開(kāi)發(fā)。

表 5 右江河谷土壤重金屬 Cd、Pb 綜合潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)

Tab. 5 Comprehensive potential ecological risk index of Cd and Pb in soil of Youjiang River basin

評(píng)價(jià)指數(shù) 風(fēng)險(xiǎn)等級(jí) 各風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)樣品點(diǎn)比/ %

RRI<150 輕微生態(tài)危害 95.77

150≤RRI<300 中等生態(tài)危害 4.23

300≤RRI<600 強(qiáng)生態(tài)危害 —

RRI≥600 很強(qiáng)生態(tài)危害 —

2.6 地累積指數(shù)評(píng)價(jià)

地累積指數(shù)反映了人類(lèi)活動(dòng)對(duì)重金屬累計(jì)效應(yīng)的影響,表 6 是研究區(qū)地累積指數(shù)計(jì)算和污染等級(jí)分

級(jí)表,從表 6 中可以看出,在所有樣品中,污染等級(jí)最高的達(dá)到中度污染,但所占比例極小,大多數(shù)樣品點(diǎn)

的地累積指數(shù)小于 1,說(shuō)明本區(qū)所遭受到的人類(lèi)活動(dòng)引起的 Cd 和 Pb 的累積效應(yīng)不是很明顯;各污染等級(jí)

的 Cd 和 Pb 的樣品點(diǎn)所占比例基本相近,說(shuō)明本區(qū)人類(lèi)活動(dòng)對(duì) Cd 和 Pb 的累積效應(yīng)基本相同,可能也揭

示了本區(qū) Cd 和 Pb 來(lái)源上的一致性。 Cd 和 Pb 的地累積指數(shù)空間分布(圖 8)也佐證了這一認(rèn)識(shí),圖 8 顯

示,研究區(qū) Cd 和 Pb 各污染等級(jí)分布區(qū)域基本一致,Pb 的偏中度污染區(qū)比 Cd 的稍大,在研究區(qū)中部北側(cè)

出現(xiàn)有 Pb 的偏中度污染,但是 Cd 在這一區(qū)域?yàn)檩p度污染區(qū)。

圖 7 右江河谷土壤重金屬 Cd、Pb 綜合潛在風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)分布

Fig. 7 Distribution map of comprehensive potential risk index of Cd and Pb in soil of Youjiang River basin

表 6 右江河谷土壤重金屬 Cd、Pb 地累積指數(shù)

Tab. 6 Accumulation index of Cd and Pb in soil of Youjiang River basin

污染等級(jí) 地累積指數(shù) 污染程度

各污染等級(jí)樣品點(diǎn)比例%

Cd Pb

0 Igeo≤0 清潔 29.58 23.94

1 0<Igeo≤1 輕度污染 64.79 63.38

2 1<Igeo≤2 偏中度污染 4.23 11.27

3 2<Igeo≤3 中度污染 1.41 1.41

4 3<Igeo≤4 偏重污染 — —

5 4<Igeo≤5 重污染 — —

6 Igeo>5 嚴(yán)重污染 — —

177

第182頁(yè)

廣西師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版),2022,40(2)

圖 8 右江河谷土壤重金屬 Cd、Pb 地累積指數(shù)分布

Fig. 8 Distribution map of accumulation index of Cd and Pb in soil of Youjiang River basin

3 討論

目前,應(yīng)用分形方法研究確定重金屬環(huán)境地球化學(xué)基線的報(bào)道很少,有些學(xué)者應(yīng)用該方法研究土壤重

金屬的異常下限值[33]

。 在重金屬環(huán)境地球化學(xué)基線研究中應(yīng)用較多的是累積頻率法、標(biāo)準(zhǔn)化方法以及 2

種方法的綜合應(yīng)用。 李樋等[41]

、高楊等[17]應(yīng)用 2 種方法所得到的重金屬地球化學(xué)基線值十分接近,說(shuō)明

標(biāo)準(zhǔn)化方法和累積頻率方法都是合理的。 本文采用累積頻率和分形分析 2 種方法計(jì)算確定研究區(qū)土壤重

金屬 Cd 和 Pb 的環(huán)境地球化學(xué)基線,2 種方法計(jì)算所得到的基線值和基線上限值相差不大,說(shuō)明應(yīng)用分形

分析方法計(jì)算確定重金屬環(huán)境地球化學(xué)基線是合理的,而且分形分析方法較之標(biāo)準(zhǔn)化方法更加方便和直

觀。 為了更加合理地描述 Cd 和 Pb 的環(huán)境地球化學(xué)基線,本文采用這 2 種方法的算術(shù)平均值作為它們的

基線值。

本文計(jì)算所得的淺層土壤重金屬 Cd 和 Pb 的環(huán)境地球化學(xué)基線值與《土壤環(huán)境質(zhì)量-農(nóng)用地土壤污

染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》 (GB 5618-2018)中的風(fēng)險(xiǎn)篩選值相比,Cd 相差不大,基線值比風(fēng)險(xiǎn)篩選值大

0.004 mg / kg;Pb 的數(shù)據(jù)相差比較大,風(fēng)險(xiǎn)篩選值是基線值的 3.5 倍。 但與廣西土壤背景值(Cd:0.267 mg /

kg,Pb:24 mg / kg)

[40]相比較,本文計(jì)算的基線值與其非常接近,說(shuō)明采用本文計(jì)算所得的基線值作為本地

區(qū)土壤環(huán)境質(zhì)量評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)是合理的,能很好地反映本區(qū)土壤中重金屬的累積趨勢(shì)及其給土壤環(huán)境質(zhì)量帶

的風(fēng)險(xiǎn),能有效避免本區(qū)重金屬污染狀況被忽略而出現(xiàn)“欠保護(hù)”現(xiàn)象[42-43]

。

本文以分形分析和累積頻率 2 種方法確定本區(qū)重金屬 Cd 和 Pb 的環(huán)境地球化學(xué)基線,并以其地球化

學(xué)基線作為評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)開(kāi)展土壤重金屬污染評(píng)價(jià),很好地刻畫(huà)了重金屬的累積效應(yīng)給土壤環(huán)境質(zhì)量帶來(lái)的

風(fēng)險(xiǎn),但也存在一些不足,主要在于參與評(píng)價(jià)的重金屬元素?cái)?shù)量不多,在綜合評(píng)價(jià)上的結(jié)論欠全面。

4 結(jié)論

本文應(yīng)用分形分析和累積頻率 2 種方法,綜合計(jì)算分析了右江河谷土壤重金屬 Cd 和 Pb 的環(huán)境地球

化學(xué)基線,并以此為評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)對(duì)本區(qū)土壤重金屬 Cd 和 Pb 的污染進(jìn)行評(píng)價(jià),主要得到以下結(jié)論:

1)由累積頻率法和分形分析方法所計(jì)算確定的 Cd 和 Pb 的環(huán)境地球化學(xué)基線值相近,說(shuō)明應(yīng)用分形

分析方法計(jì)算確定重金屬環(huán)境地球化學(xué)基線值是可行的。

2)Cd 和 Pb 的單因子污染指數(shù)和內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)均顯示出本區(qū)以輕度污染為主,中度污染次

之,少量樣品達(dá)到了重度污染,且中、重度污染區(qū)主要分布在研究區(qū)東南部和西北部,在中西部地區(qū)有一個(gè)

178

第183頁(yè)

http:∥xuebao.gxnu.edu.cn

重度污染點(diǎn),說(shuō)明東部鋁土資源開(kāi)發(fā)、西部主城區(qū)的人口集聚和中部火電廠的生產(chǎn)活動(dòng)是本區(qū) Cd 和 Pb

污染的主要來(lái)源。

3)大多數(shù)樣品 Cd 和 Pb 的地累積指數(shù)小于 1,說(shuō)明本區(qū) Cd 和 Pb 的累積效應(yīng)不很明顯,但在研究區(qū)

的東南部 Cd 和 Pb 的地累積指數(shù)以及中北部 Pb 的地累積指數(shù)達(dá)到了中度污染水平,進(jìn)一步說(shuō)明研究區(qū)

以東鋁土資源開(kāi)發(fā)和研究區(qū)中部火電廠的生產(chǎn)活動(dòng)對(duì)該區(qū) Cd、Pb 污染的影響。

參 考 文 獻(xiàn)

[1] JIANG Y F, SHI L P, GUANG A L, et al. Contamination levels and human health risk assessment of toxic heavy metals in

street dust in an industrial city in Northwest China[J]. Environmental Geochemistry and Health, 2018, 40(5): 2007-2020.

[2] 陳春強(qiáng), 鄧華, 陳小梅. 廣西 3 個(gè)錳礦恢復(fù)區(qū)農(nóng)作物重金屬健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)[ J]. 廣西師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)報(bào)),

2017, 35(4): 127-135.

[3] CHEN H Y, TENG Y G, LU S J, et al. Contamination features and health risk of soil heavy metals in China[J]. Science of

the Total Environment, 2015, 512 / 513: 143-153.

[4] YANG Q Q, LI Z Y, LU X N, et al. A review of soil heavy metal pollution from industrial and agricultural regions in China:

Pollution and risk assessment[J]. Science of the Total Environment, 2018, 642: 690-700.

[5] 宋志廷, 趙玉杰, 周其文, 等. 基于地質(zhì)統(tǒng)計(jì)及隨機(jī)模擬技術(shù)的天津武清區(qū)土壤重金屬源解析[ J]. 環(huán)境科學(xué),

2016, 37(7): 2756-2762.

[6] 劉勝然, 王鐵宇, 湯潔, 等. 典型城市單元的土壤重金屬溯源方法與實(shí)證研究[ J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2019, 39( 4):

1278-1289.

[7] MAO Z L, ZHAO H M, QIN Z P. Assessment of Cd-Pb pollution in soils of the Youjiang River basin, South China[ J].

Eurasian Soil Science, 2020, 53(6): 829-837.

[8] 毛政利, 覃卓萍, 黃尚明. 右江河谷地區(qū)土壤重金屬 Cd、 Pb 含量的空間分布特征[ J]. 土壤通報(bào), 2020, 51(3):

709-716.

[9] 趙辛金, 吳天生, 鐘曉宇, 等. 廣西典型巖溶區(qū)重金屬高背景區(qū)農(nóng)田土壤生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)綜合評(píng)價(jià)[ J]. 江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué),

2020, 48(22): 252-261.

[10] 宋波, 張?jiān)葡? 龐瑞, 等. 廣西西江流域農(nóng)田土壤重金屬含量特征及來(lái)源解析[ J]. 環(huán)境科學(xué), 2018, 39( 9):

4317-4326.

[11] CHEN S B, WANG M, LI S S, et al. Overview on current criteria for heavy metals and its hint for the revision of soil

environmental quality standards in China[J]. Journal of Integrative Agriculture, 2018, 17(4): 765-774.

[12] 彭麗梅, 趙理, 周悟, 等. 廣州市從化區(qū)耕地土壤重金屬風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)[J]. 廣西師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2020, 38

(5): 118-129.

[13] 王幼奇, 白一茹, 王建宇. 基于 GIS 的銀川市不同功能區(qū)土壤重金屬污染評(píng)價(jià)及分布特征[J]. 環(huán)境科學(xué), 2016, 37

(2): 710-716.

[14] LI Y Y, QU X D, ZHANG M, et al. Anthropogenic impact and ecological risk assessment of hallium and cobalt in Poyang

Lake using the geochemical baseline[J]. Water, 2018, 10(11): 1703-1716.

[15] 李雨靜, 李社宏, 廖紅為, 等. 云南省蒙自東山巖溶區(qū)土壤重金屬污染評(píng)價(jià)[J]. 桂林理工大學(xué)學(xué)報(bào), 2019, 39(3):

700-705.

[16] ZHOU Y, GAO L, XU D Y, et al. Geochemical baseline establishment, environmental impact and health risk assessment of

vanadium in lake sediments, China[J]. Science of the Total Environment, 2019, 660: 1338-1345.

[17] 高楊, 許東升, 李琦. 宿州市表層土壤重金屬元素環(huán)境地球化學(xué)基線研究[J]. 地球與環(huán)境, 2018, 46(5): 444-450.

[18] TURNER O, HOLLIS S, GüVEN J, et al. Establishing a geochemical baseline for the lower carboniferous stratigraphy of

the Rathdowney trend, Irish Zn-Pb orefield[J]. Journal of Geochemical Exploration, 2019, 196(1): 259-269.

[19] 丁海霞. 金昌市郊農(nóng)田土壤重金屬的地球化學(xué)基線值研究[J]. 環(huán)境研究與監(jiān)測(cè), 2018, 31(2): 1-5.

[20] 賈晗, 劉軍省, 王春光, 等. 基于銅陵地區(qū)地球化學(xué)基線的土壤重金屬污染評(píng)價(jià)及分析[ J]. 環(huán)境工程, 2019, 37

179

第184頁(yè)

廣西師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版),2022,40(2)

(5): 50-55.

[21] 汪慶華, 董巖翔, 周?chē)?guó)華, 等. 浙江省土壤地球化學(xué)基準(zhǔn)值與環(huán)境背景值[J]. 生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報(bào), 2007, 23(2):

81-88.

[22] COVELLI S, FONTOLAN G. Application of a normalization procedure in determining regional geochemical baselines[ J].

Environmental Geology, 1997, 30(1 / 2): 34-45.

[23] SALMINEN R, GREGORAUSKIEN V. Considerations regarding the definition of a geochemical baseline of elements in the

surficial materials in areas differing in basic geology[J]. Applied Geochemistry, 2000, 15(5): 647-653.

[24] DONOGHUE J F, RAGLAND P C, CHEN Z Q, et al. Standardization of metal concentrations in sediments using regression

residuals: an example from a large lake in Florida, USA[J]. Environmental Geology, 1998, 36(1 / 2): 65-76.

[25] ISLAM M S, HOSSAIN M B, MATIN A, et al. Assessment of heavy metal pollution distribution and source apportionment

in the sediment from Feni River estuary, Bangladesh[J]. Chemosphere, 2018, 202: 25-32.

[26] ZHANG H, YU M, XU H J. et al. Geochemical baseline determination and contamination of heavy metals in the urban

topsoil of Fuxin City, China[J]. Journal of Arid Land, 2020, 12(6): 1001-1017.

[27] 孫厚云, 衛(wèi)曉鋒, 甘鳳偉, 等. 承德市灤河流域土壤重金屬地球化學(xué)基線厘定及其累積特征[ J]. 環(huán)境科學(xué), 2019,

40(8): 3753-3763.

[28] ZONG Y T, XIAO Q, LU S G. Distribution, bioavailability, and leachability of heavy metals in soil particle size fractions of

urban soils ( Northeastern China) [ J]. Environmental Science and Pollution Research International, 2016, 23 ( 14):

14600-14607.

[29] 武夢(mèng)娟, 牛潔, 張虎才, 等. 云南撫仙湖沉積物粒度分維特征及環(huán)境意義[J]. 云南大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2019,

41(4): 738-745.

[30] 代豫杰, 郭建英, 董智, 等. 不同沙生灌木下土壤顆粒及重金屬空間分布特征[ J]. 環(huán)境科學(xué), 2017, 38( 11):

4809-4818.

[31] 姚凌陽(yáng), 謝淑云, 張隴和, 等. 歐洲土壤重金屬元素多重分形特征及其環(huán)境意義[ J]. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué), 2016, 44

(24): 138-146.

[32] 郗偉華, 劉任濤, 趙娟, 等. 干旱風(fēng)沙區(qū)路域檸條灌叢林地土壤重金屬分布及其與土壤分形維數(shù)的關(guān)系[ J]. 水土

保持研究, 2018, 25(6): 196-202.

[33] 宋書(shū)巧, 胡偉. 基于 ArcGIS 與分形理論確定土壤重金屬異常下限值: 以喀斯特小流域 Cd 為例[J]. 湖北農(nóng)業(yè)科學(xué),

2015, 54(6), 1361-1364.

[34] MATSCHULLAT J, OTTENSTEIN R, REIMANN C. Geochemical background: can we calculate it? [ J]. Environmental

Geology, 2000, 39(9): 990-1000.

[35] THONGYUAN S, KHANTAMOON T, AENDO P, et al. Ecological and health risk assessment, carcinogenic and noncarcinogenic effects of heavy metals contamination in the soil from municipal solid waste landfill in Central, Thailand[ J].

Human and Ecological Risk Assessment: An International Journal, 2021, 27(4): 876-897.

[36] 李方舟, 章臻, 張昭天, 等. 廈門(mén)島內(nèi)不同功能區(qū)土壤與灰塵重金屬污染的特征及評(píng)估[ J]. 安全與環(huán)境學(xué)報(bào),

2017, 17(2): 719-724.

[37] VERMA F, SINGH S, SINGH J, et al. Assessment of heavy metal contamination and its effect on earthworms in different

types of soils[ J]. International Journal of Environmental Science and Technology, 2021: 03297. DOI: 10.1007 / s13762-

021-03297-z.

[38] 楊安, 王藝涵, 胡健, 等. 青藏高原表土重金屬污染評(píng)價(jià)與來(lái)源解析[J]. 環(huán)境科學(xué), 2020, 41(2): 886-894.

[39] MULLER G. Index of geoaccumulation in sediments of the Rhine River[J]. GeoJournal, 1969, 2: 108-118.

[40] 吳冠美, 覃雪梅, 劉云霞, 等. 廣西靖西縣田七種植區(qū)土壤重金屬的調(diào)查與分析[J]. 環(huán)境保護(hù)科學(xué), 2017, 43(1):

123-128.

[41] 李樋, 李隨民, 王軼, 等. 內(nèi)蒙古東來(lái)地區(qū)土壤重金屬元素地球化學(xué)基線值研究[J]. 河北地質(zhì)大學(xué)學(xué)報(bào), 2020, 43

(2): 23-8, 46.

[42] 孫厚云, 衛(wèi)曉鋒, 賈鳳超, 等. 承德伊遜河釩鈦磁鐵礦小流域土壤重金屬地球化學(xué)基線及生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)累積效應(yīng)[ J].

地質(zhì)學(xué)報(bào), 2021, 95(2): 588-604.

[43] 朱曉東, 韋朝陽(yáng), 楊芬. 包頭-白云鄂博地區(qū)重金屬基線值的厘定及其在重金屬污染分級(jí)評(píng)價(jià)中的應(yīng)用[ J]. 自然資

源學(xué)報(bào), 2016, 31(2): 310-320.

180

第185頁(yè)

http:∥xuebao.gxnu.edu.cn

Study on Geochemical Baseline and Pollution Assessment of Heavy

Metals Cd and Pb in Soil of Western South China

MAO Zhengli

1,2?

, ZHAO Huamei

2

(1. School of Civil Engineering and Architecture, Baise University, Guangxi Baise 533000, China;

2. Guangxi Colleges and Universities Key Laboratory of Regional Environments Analysis and

Pollution Control of West Guangxi (Baise University), Guangxi Baise 533000, China;

3. Library of Baise University, Guangxi Baise 533000, China)

Abstract: In Youjiang River basin, 71 shallow soil samples were collected according to the network density of 10

km×3 km, and the contents of Cd and Pb were analyzed and tested. Cumulative frequency method and fractal

analysis method were used to analyze and calculate their environmental geochemical baseline values, so as to

assess the Cd and Pb pollution of shallow soil in this area. The results showed that, there was not much

difference between the environmental geochemical baseline obtained by the two methods, among which Cd had a

difference of 10.3% in upper limit of baseline, 9.4% in baseline value, Pb had a difference of 3.6% in upper

limit of baseline, 6. 7% in baseline value, indicating that the calculation results of the two methods were

reasonable. In this study, the arithmetic average of the two methods was taken as the environmental geochemical

baseline values, that was, Pb was 25. 44 mg / kg, and Cd was 0. 304 mg / kg. The single factor pollution

assessment results of Cd showed that the light pollution, intermediate pollution and heavy pollution accounted for

67.61%, 23.94% and 5.63%, respectively, while the single factor pollution assessment of Pb showed that the

light pollution, intermediate pollution and heavy pollution accounted for 53. 52%, 25. 35% and 11. 27%,

respectively. Nemerow comprehensive pollution assessment showed that light pollution, intermediate polltuion and

heavy pollution accounted for 52.11%, 33.88% and 8.45%, respectively. This showed that the pollution in this

area was dominated by light pollution, followed by moderate pollution, only a small number of samples were

severely polluted. Moderate and severe pollution areas were mainly distributed in the southeast and northwest of

the study area, and there was a moderate pollution point in the central and western regions. The geoaccumulation

index of Cd and Pb of most samples was less than 1, indicating that the accumulation effect of Cd and Pb in this

area was not obvious. However, the geoaccumulation index of Cd and Pb in the southeastern part of the study

area and the north-central part of the study area reached the level of moderate pollution. All these indicated that

the development of bauxite resources in the east area and the production activities of the thermal power plant in

the middle area had a great impact on the pollution of Cd and Pb in the area.

Keywords: environmental geochemical baseline; fractal analysis; pollution assessment; Cd; Pb; Youjiang

River basin

(責(zé)任編輯 王龍杰)

181

第186頁(yè)

第 40 卷 第 2 期

2022 年 3 月

廣西師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版)

Journal of Guangxi Normal University (Natural Science Edition)

Vol. 40 No. 2

Mar. 2022

DOI: 10.16088 / j.issn.1001-6600.2021070901 http: xuebao.gxnu.edu.cn

魏世勛,何成達(dá),張淼. 缺氧生物膜法處理光伏高硝態(tài)氮廢水研究[J]. 廣西師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2022, 40(2): 182-190. WEI S X,

HE C D, ZHANG M. Treatment of photovoltaic high nitrate wastewater by anoxic biofilm process[J]. Journal of Guangxi Normal University (Natural

Science Edition), 2022, 40(2): 182-190.

缺氧生物膜法處理光伏高硝態(tài)氮廢水研究

魏世勛, 何成達(dá)?

, 張 淼

(揚(yáng)州大學(xué) 環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院, 江蘇 揚(yáng)州 225127)

摘 要: 針對(duì)光伏廢水中含有的高濃度硝態(tài)氮(高于 600 mg / L), 采用連續(xù)流生物膜法對(duì)污水進(jìn)行反硝化處理, 并設(shè)置

連續(xù)流活性污泥法作為對(duì)比; 優(yōu)化連續(xù)流反硝化的運(yùn)行工況, 研究不同碳氮質(zhì)量比(分別為 3 ∶ 1、 3.5 ∶ 1 和 4 ∶ 1) 和水

力停留時(shí)間(8、 10 和 12 h) 對(duì)于反硝化的影響; 考察進(jìn)水硝態(tài)氮濃度對(duì)反硝化的影響。 結(jié)果表明: 通過(guò)連續(xù)流反硝化

方式降解高濃度硝態(tài)氮廢水的最佳運(yùn)行工況是碳氮質(zhì)量比為 3.5 ∶ 1、 水力停留時(shí)間為 12 h, 降解進(jìn)水硝態(tài)氮濃度為 600、

1 200 和 1 500 mg / L 的廢水總氮去除率分別達(dá)到 96.69%、 92.95%和 90.93%; 與連續(xù)流活性污泥法相比, 連續(xù)流生物膜

法對(duì)于處理高硝態(tài)氮廢水有著更高的總氮去除率和更低的亞硝態(tài)氮積累率, 為優(yōu)化處理含高濃度硝態(tài)氮光伏廢水提供基

礎(chǔ)性數(shù)據(jù)。

關(guān)鍵詞: 高硝態(tài)氮; 光伏廢水; 生物膜法; 活性污泥法; 連續(xù)流; 最佳工況

中圖分類(lèi)號(hào): X703.1 文獻(xiàn)標(biāo)志碼: A 文章編號(hào): 1001-6600(2022)02-0182-09

光伏企業(yè)在生產(chǎn)過(guò)程中需使用大量硝酸對(duì)硅片進(jìn)行處理[1]

,產(chǎn)生的廢水中含有大量硝態(tài)氮等污染物

質(zhì),直接排放會(huì)對(duì)生態(tài)環(huán)境造成巨大損害[2-3]

,因此需對(duì)光伏企業(yè)廢水進(jìn)行處理。 針對(duì)此種低 pH、高硝態(tài)

氮、高 COD 的光伏廢水,廣泛采用預(yù)處理+pH 調(diào)節(jié)+生化處理+深度處理的工藝流程[4]

。 其中預(yù)處理主要

是降低廢水硬度,提高可生化性,通常采用“過(guò)濾+超濾+反滲透”等膜技術(shù)[5] 與鈣鹽沉淀法[6] 軟化廢水。

在生化處理中則采用較為常見(jiàn)的生物脫氮方法,如 AO 法、AAO 法等[7]

。

傳統(tǒng)生化處理方法對(duì)低濃度硝態(tài)氮廢水有穩(wěn)定的效果,但對(duì)于水中硝態(tài)氮濃度達(dá)到 600 mg / L 及以上

的高硝態(tài)氮廢水效果不理想[8]

,出水總氮容易超標(biāo),不能作為光伏廢水處理的普遍手段。 國(guó)內(nèi)外對(duì)于廢

水中硝態(tài)氮的去除研究較多,如:Cheng 等[9] 控制 Fe / N 質(zhì)量比來(lái)調(diào)節(jié)硝酸鹽的降解與 N2O 的排放;

Benekos 等[10]利用電凝與電化學(xué)氧化聯(lián)合處理的方式將氮去除率提高到 96.3%。 但對(duì)于硝態(tài)氮濃度高達(dá)

1 200 mg / L 的光伏廢水的處理研究甚少,如:吳新忠[11]處理光伏廢水時(shí)采用序批式活性污泥法取得了較

好的效果,但反應(yīng)裝置復(fù)雜,運(yùn)行多有不便。

基于此,本研究采用連續(xù)流生物膜法處理高硝態(tài)氮廢水,并與連續(xù)流活性污泥法進(jìn)行對(duì)比實(shí)驗(yàn)。 引入

生物膜改善反硝化菌的生存環(huán)境,有針對(duì)性地進(jìn)行反硝化處理,找出影響處理效果的最佳碳氮質(zhì)量比(C /

N)與水力停留時(shí)間(HRT),再提高進(jìn)水硝態(tài)氮濃度。 本實(shí)驗(yàn)無(wú)需攪拌、沉淀設(shè)備,裝置簡(jiǎn)單經(jīng)濟(jì),能大幅

去除水中高硝態(tài)氮與 COD,出水能達(dá)到污水處理廠接收企業(yè)廢水的標(biāo)準(zhǔn),為光伏廢水進(jìn)入污水處理廠深

度處理前做好先行處理。

收稿日期: 2021-07-09 修回日期: 2021-08-11

基金項(xiàng)目: 國(guó)家自然科學(xué)基金(51808482)

通信作者: 何成達(dá)(1962—), 男, 江蘇揚(yáng)州人, 揚(yáng)州大學(xué)教授, 博士。 E-mail: hcd@yzu.edu.cn

第187頁(yè)

http:∥xuebao.gxnu.edu.cn

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)裝置

本實(shí)驗(yàn)采用連續(xù)流生物膜法與連續(xù)流活性污泥法進(jìn)行高硝態(tài)氮廢水處理對(duì)照實(shí)驗(yàn),實(shí)驗(yàn)裝置如圖 1。

圖 1 實(shí)驗(yàn)裝置

Fig. 1 Experimental device

實(shí)驗(yàn)裝置包括反應(yīng)柱、蠕動(dòng)泵、生物填料、慢速攪拌機(jī)及乳膠管管道等。 圖 1(a)由 1 根有效水深 100

cm,直徑 10 cm 的有機(jī)玻璃柱組成,生物填料選用粒徑約為 10 mm 的齒面型 K1 填料[12]

,填充至距上部出

水口 10 cm 處,蠕動(dòng)泵在下部進(jìn)水口連續(xù)均勻進(jìn)水。 圖 1(b)由 2 根有效水深 100 cm,直徑 10 cm 的有機(jī)

玻璃柱組成,分別為反應(yīng)柱與沉淀柱,反應(yīng)柱由蠕動(dòng)泵均勻連續(xù)進(jìn)水,慢速攪拌機(jī)葉片直徑為 8 cm,連續(xù)

運(yùn)行對(duì)泥水進(jìn)行混合,沉淀柱下部污泥由蠕動(dòng)泵送回反應(yīng)柱中,污泥回流比為 100%。 進(jìn)出水管道材質(zhì)均

為乳膠,連接口管件材質(zhì)為銅質(zhì),連接方式為直插連接,經(jīng)試運(yùn)行檢查不漏水后投入實(shí)驗(yàn)運(yùn)行。

兩組試驗(yàn)裝置均采用下進(jìn)上出式厭氧連續(xù)流運(yùn)行模式,碳源投加量與水力停留時(shí)間均相同。 圖 1(a)

由蠕動(dòng)泵均勻進(jìn)水,經(jīng)過(guò)生物膜處理后由出水口自然溢出,無(wú)需攪拌。 圖 1(b)由蠕動(dòng)泵向反應(yīng)柱內(nèi)均勻

進(jìn)水,與反應(yīng)柱中活性污泥通過(guò)攪拌機(jī)充分混合反應(yīng)后由上方出水口自然溢出,出水進(jìn)入沉淀柱自然沉

淀,上方澄清液為實(shí)驗(yàn)出水,下方活性污泥沉淀經(jīng)過(guò)蠕動(dòng)泵緩慢回流至反應(yīng)柱。 實(shí)驗(yàn)過(guò)程中控制攪拌速度

為 50 r/ min,反應(yīng)柱中污泥濃度為 3 500 mg / L 左右。

1.2 實(shí)驗(yàn)儀器與材料

BT100-2J 蠕動(dòng)泵(保定格蘭恒流泵有限公司);HBJ-1 型精密攪拌機(jī)(揚(yáng)州海博環(huán)保設(shè)備有限公司)。

本實(shí)驗(yàn)選用無(wú)水乙酸鈉作為控制碳氮比額外投加的碳源,用以提供電子供體。 實(shí)驗(yàn)過(guò)程中需加入由

蒸餾水與分析純化學(xué)藥劑配制而成的營(yíng)養(yǎng)液,以維持裝置中常量元素與微量元素的平衡[13-14]

,各主要營(yíng)

養(yǎng)成分濃度見(jiàn)表 1。 實(shí)驗(yàn)中接種的污泥來(lái)自揚(yáng)州市湯汪污水處理廠的生物曝氣池,理化性質(zhì)見(jiàn)表 2。 實(shí)驗(yàn)

處理所用廢水來(lái)自晶澳(揚(yáng)州)太陽(yáng)能科技有限公司,該公司主要生產(chǎn)太陽(yáng)能電池片,生產(chǎn)廢水中主要水

質(zhì)指標(biāo)見(jiàn)表 3。

表 1 主要營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)濃度

Tab. 1 Concentration of main nutrients

成分 濃度/ (mg·L

-1

) 成分 濃度/ (mg·L

-1

)

FeCl

3·6H2O 1.3 ZnSO4·7H2O 0.2

NaMoO4·2H2O 0.7 CuSO4·2H2O 0.2

MgSO4·7H2O 0.3 CoCl

2·6H2O 0.2

CaCl

2·2H2O 0.2 MnCl

4·4H2O 0.1

183

第188頁(yè)

廣西師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版),2022,40(2)

表 2 接種污泥性質(zhì)

Tab. 2 Properties of inoculated sludge

污泥濃度 SS

/ (mg·L

-1

)

污泥沉降比

SV30

/ %

污泥體積指數(shù) SVI

/ (mg·L

-1

)

可揮發(fā)性懸浮物

濃度 VSS / (mg·L

-1

)

可揮發(fā)性懸浮物

比例(VSS / SS) / %

3 500 28 70.1 2 758 78.8

表 3 原水主要水質(zhì)指標(biāo)

Tab. 3 Main water quality indexes of raw water

硝態(tài)氮/ (mg·L

-1

) 亞硝態(tài)氮/ (mg·L

-1

) COD/ (mg·L

-1

)

1 510 51.8 160

1.3 實(shí)驗(yàn)方法

自污水廠取來(lái)的污泥中含有較多的好氧菌,為了提高裝置的實(shí)驗(yàn)效率,需對(duì)污泥進(jìn)行馴化培養(yǎng)提高厭

氧反硝化能力。 首先對(duì)取來(lái)的活性污泥靜置 24 h,利用微生物本身的內(nèi)源呼吸作用消耗部分營(yíng)養(yǎng)物質(zhì);然

后將污泥分別接種到兩套有機(jī)玻璃裝置中,將生物膜與污泥共同馴化培養(yǎng);再以連續(xù)流的方式通入稀釋后

的硝態(tài)氮濃度為 300 mg / L 的光伏廢水,設(shè)置初始碳氮質(zhì)量比為 3 ∶ 1,水力停留時(shí)間為 20 h,控制污泥濃

度為 3 500 mg / L,溫度維持在 25 ℃ ,pH 為 7 左右。 經(jīng)過(guò) 25 d 活性污泥的培養(yǎng)馴化,圖 1(a)中活性污泥已

完全附著于生物膜上,無(wú)跑泥剝落現(xiàn)象;圖 1(b)中污泥由取來(lái)時(shí)的深褐色轉(zhuǎn)變?yōu)辄S褐色,并具有良好的絮

凝性。 兩組裝置出水硝態(tài)氮、COD 去除率均高于 90%,至此污泥培養(yǎng)馴化完成。

培養(yǎng)馴化活性污泥后,考察進(jìn)水硝態(tài)氮濃度為 300 mg / L 時(shí)兩組裝置在不同 C / N 和不同 HRT 條件下

的反硝化處理效果,尋找最優(yōu)工況條件。

在保持最優(yōu)工況運(yùn)行的條件下,逐步提高進(jìn)水硝態(tài)氮濃度到 600、1 200、1 500 mg / L,考察連續(xù)流生物

膜法與連續(xù)流活性污泥反硝化法對(duì)不同濃度硝態(tài)氮處理效果。

1.4 分析項(xiàng)目與測(cè)定方法

硝態(tài)氮濃度采用紫外分光光度法測(cè)定;亞硝態(tài)氮濃度采用 N-(1-萘-基)-乙二胺分光光度法測(cè)定;COD

采用快速測(cè)定法;污泥濃度采用重量法測(cè)定;pH 采用便攜式 pH 計(jì)測(cè)定。

2 結(jié)果與分析

2.1 碳氮質(zhì)量比對(duì)于連續(xù)流反硝化的影響

當(dāng) C / N 過(guò)小時(shí),碳源無(wú)法提供足夠的電子供體,硝態(tài)氮、亞硝態(tài)氮反硝化不完全;當(dāng) C / N 過(guò)大時(shí),出水

中殘余大量未利用的有機(jī)物,造成 COD 污染,同時(shí)造成藥品浪費(fèi)。 本實(shí)驗(yàn)處理廢水為稀釋后硝態(tài)氮濃度

為 300 mg / L,亞硝態(tài)氮濃度為 10 mg / L 的廢水,實(shí)驗(yàn) 3 個(gè)階段通過(guò)投加分析純乙酸鈉保證進(jìn)水 C / N 分別

為 3 ∶ 1、3.5 ∶ 1 和 4 ∶ 1(對(duì)應(yīng) COD 分別為 930、1 085 和 1 240 mg / L)。 兩組實(shí)驗(yàn)在同一 C / N 條件下各運(yùn)

行 7 d 至穩(wěn)定后進(jìn)入下一階段,其余工況保持一致,實(shí)驗(yàn)運(yùn)行結(jié)果如圖 2、圖 3 所示。

由圖 2 可見(jiàn),兩組實(shí)驗(yàn)在不同 C / N 條件下,硝態(tài)氮去除率均穩(wěn)步提高。 生物膜裝置在 C / N 為 3 時(shí)處

理效果最差,C / N 為 3.5 時(shí)硝態(tài)氮去除效率為 93.82%,優(yōu)于 C / N 為 4 時(shí)的去除率 91.31%。 活性污泥裝置

與生物膜類(lèi)似,在 C / N 為 3 時(shí)硝態(tài)氮去除率最低,為 87.31%,C / N 為 3.5 時(shí)的處理效果略?xún)?yōu)于 C / N 為 4

時(shí)。 在 C / N 變化時(shí),兩組實(shí)驗(yàn)均發(fā)生處理效果突然下降的現(xiàn)象,在運(yùn)行一段時(shí)間后又趨于穩(wěn)定,這說(shuō)明活

性污泥需要時(shí)間適應(yīng)新環(huán)境。 整體來(lái)看,生物膜去除硝態(tài)氮效果優(yōu)于活性污泥,生物膜法在 C / N 為 3 ~ 4

184

第189頁(yè)

http:∥xuebao.gxnu.edu.cn

條件下去除硝態(tài)氮效果更好。

方月英等[15]在研究反硝化生物濾池的脫氮效率時(shí)發(fā)現(xiàn),C / N 為 3.5 時(shí)能達(dá)到較好的脫氮效果,而C / N

為 5 時(shí)脫氮效率更高,與本實(shí)驗(yàn)有略微差別。 分析原因可能是方月英研究的是反硝化生物濾池在較寬泛

的流速范圍內(nèi)的結(jié)果,而本實(shí)驗(yàn)僅代表這一流速的反硝化特征。 張欣欣[16] 處理硝酸根甲醇廢水研究表

明:在 C / N 為 3 時(shí)系統(tǒng)脫氮效果最好,總氮去除率在 84.3%左右;C / N 不變時(shí),硝態(tài)氮/ 亞硝態(tài)氮越小反硝

化細(xì)菌的活性就越低。 本實(shí)驗(yàn)研究的廢水中硝態(tài)氮占總氮 96%以上,反硝化細(xì)菌活力較高,因此需要較

高的碳源來(lái)保證細(xì)菌的生長(zhǎng)繁殖和供給反硝化。

圖 2 不同 C/ N 時(shí)硝態(tài)氮去除效果

Fig. 2 Removal efficiency of nitrate nitrogen with different C/ N ratios

圖 3 不同 C/ N 時(shí)亞硝態(tài)氮去除效果

Fig. 3 Removal efficiency of nitrite nitrogen with different C/ N ratios

由圖 3 可見(jiàn),兩組實(shí)驗(yàn)在不同 C / N 條件下,亞硝態(tài)氮去除率均穩(wěn)定提高。 在 C / N 為 3 時(shí) 2 個(gè)裝置去

除效果均最差,且去除率相近。 在 C / N 為 3.5 和 4 時(shí),生物膜法初始亞硝態(tài)氮去除效果不如活性污泥法,

待試驗(yàn)運(yùn)行一段時(shí)間后去除效率又超過(guò)活性污泥法。 同時(shí),生物膜法在 C / N 為 3.5 和 4 時(shí)去除亞硝態(tài)氮

效果相近,均為 96%左右;活性污泥法在 C / N 為 3.5 和 4 時(shí)去除亞硝態(tài)氮效果相近,均為 94%左右。

185

第190頁(yè)

廣西師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版),2022,40(2)

2.2 HRT 對(duì)于連續(xù)流反硝化的影響

反硝化 HRT 的長(zhǎng)短決定了反硝化菌是否有足夠的時(shí)間將硝態(tài)氮、亞硝態(tài)氮還原。 當(dāng) HRT 過(guò)短,反硝

化不徹底;當(dāng) HRT 過(guò)長(zhǎng),在實(shí)際污水處理中會(huì)造成時(shí)間成本浪費(fèi)。 本實(shí)驗(yàn)處理廢水為稀釋后廢水,其硝態(tài)

氮濃度為 300 mg / L,亞硝態(tài)氮濃度為 10 mg / L,實(shí)驗(yàn) 3 個(gè)階段 HRT 分別為 8、10、12 h。 兩組實(shí)驗(yàn)在同一

HRT、C / N 為 3.5 條件下各運(yùn)行 7 d 至穩(wěn)定后進(jìn)入下一階段,其余工況保持一致,實(shí)驗(yàn)運(yùn)行結(jié)果如圖 4、圖 5

所示。

圖 4 不同 HRT 硝態(tài)氮去除效果

Fig. 4 Removal efficiency of nitrate nitrogen with different HRT ratios

圖 5 不同 HRT 亞硝態(tài)氮去除效果

Fig. 5 Removal efficiency of nitrite nitrogen with different HRT ratios

由圖 4 可見(jiàn),生物膜法在 HRT 為 8 h 時(shí),反硝化不徹底,去除硝態(tài)氮效果最差,隨著實(shí)驗(yàn)進(jìn)行,去除效

率不斷上升,一直到 HRT 為 12 h 時(shí)趨于穩(wěn)定,去除率為 94.5%左右。 活性污泥法在 HRT 為 8 h 時(shí),去除

硝態(tài)氮效果最差,在 HRT 為 10 h 時(shí)趨于穩(wěn)定,與 HRT 為 12 h 時(shí)持平,去除效率在 93.0%左右。 生物膜法

在 HRT 為 8 h 和 12 h 時(shí)去除硝態(tài)氮效率均高于活性污泥法,在 HRT 為 10 h 時(shí)兩組裝置去除效率近似。

司圓圓等[17]研究發(fā)現(xiàn)脫氮副球菌的最佳反應(yīng)時(shí)間為 18 h,但脫氮副球菌是一種好氧反硝化菌,在本實(shí)驗(yàn)

裝置厭氧狀態(tài)中,可能受到抑制。

186

第191頁(yè)

http:∥xuebao.gxnu.edu.cn

由圖 5 可見(jiàn),生物膜法在 HRT 為 8 h 時(shí),硝態(tài)氮去除率上升最快,但有較大波折,穩(wěn)定后去除率并不

高,HRT 為 12 h 時(shí)處理效果優(yōu)于 10 h 時(shí)。 活性污泥法在 HRT 為 8 h 時(shí)處理效果最差,在 10 h 和 12 h 時(shí)

處理效果持平。 在改變 HRT 時(shí),2 種方法都出現(xiàn)了亞硝態(tài)氮處理效率下降的問(wèn)題,這可能是硝態(tài)氮大量

還原成亞硝態(tài)氮,形成累積。 整體上生物膜法去除亞硝態(tài)氮效果優(yōu)于活性污泥法。

2.3 進(jìn)水硝態(tài)氮濃度對(duì)連續(xù)流反硝化的影響

在 C / N 為 3.5、HRT 為 12 h、pH 為 7 左右、溫度為 25 ℃ 的條件下,逐步提高進(jìn)水硝態(tài)氮濃度,考察高

硝態(tài)氮廢水處理效果。 控制進(jìn)水硝態(tài)氮濃度分別為 600、1 200、1 500 mg / L,對(duì)應(yīng)亞硝態(tài)氮濃度分別為 20、

40、50 mg / L,分 3 批次進(jìn)行實(shí)驗(yàn)。

2.3.1 硝態(tài)氮濃度為 600 mg / L 時(shí)處理效果

進(jìn)水硝態(tài)氮濃度為 600 mg / L 時(shí),兩組裝置均運(yùn)行 10 d 且實(shí)驗(yàn)穩(wěn)定后處理效果如圖 6。

圖 6 600 mg / L 進(jìn)水硝態(tài)氮去除效果

Fig. 6 Removal efficiency of nitrate nitrogen for 600 mg / L influent

由圖 6 可見(jiàn),實(shí)驗(yàn)運(yùn)行 1~4 d,兩組裝置初始硝態(tài)氮濃度都在下降,生物膜法下降更快;兩組裝置都存

在亞硝態(tài)氮積累,硝化過(guò)程不完全。 實(shí)驗(yàn)運(yùn)行 5 ~ 10 d,兩組裝置硝態(tài)氮去除率都穩(wěn)步提高,最終趨于穩(wěn)

定;活性污泥法亞硝態(tài)氮積累從第 5 d 開(kāi)始下降,并最終穩(wěn)定,生物膜法出水中亞硝態(tài)氮濃度保持下降。

最終生物膜法出水硝態(tài)氮濃度為 8.71 mg / L,亞硝態(tài)氮濃度為 11.8 mg / L,總氮去除率為 96.69%;活性污泥

法出水硝態(tài)氮濃度為 117.71 mg / L,亞硝態(tài)氮濃度為 18.69 mg / L,總氮去除率為 80.00%。 生物膜法總氮去

除率比活性污泥法高 16.69 個(gè)百分點(diǎn)。

2.3.2 硝態(tài)氮濃度為 1 200 mg / L 時(shí)處理效果

進(jìn)水硝態(tài)氮濃度為 1 200 mg / L 時(shí),兩組裝置均運(yùn)行 10 d 且實(shí)驗(yàn)穩(wěn)定后處理效果如圖 7。

由圖 7 可見(jiàn),全過(guò)程兩組裝置出水硝態(tài)氮濃度都不斷下降,生物膜法初始出水硝態(tài)氮濃度更低,且出

水硝態(tài)氮濃度下降更快;兩組裝置都存在亞硝態(tài)氮積累,出水亞硝態(tài)氮濃度都下降,全過(guò)程生物膜法出水

亞硝態(tài)氮濃度高于活性污泥法。 最終生物膜法出水硝態(tài)氮濃度為 19.80 mg / L,亞硝態(tài)氮濃度為 67.55 mg /

L,總氮去除率為 92.95%;活性污泥法出水硝態(tài)氮濃度為 435.18 mg / L,亞硝態(tài)氮濃度為 39.31 mg / L,總氮

去除率為 61.73%。 生物膜法總氮去除率比活性污泥法高 31.22 個(gè)百分點(diǎn)。

187

第192頁(yè)

廣西師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版),2022,40(2)

圖 7 1 200 mg / L 進(jìn)水硝態(tài)氮去除效果

Fig. 7 Removal efficiency of nitrate nitrogen from 1 200 mg / L influent

2.3.3 硝態(tài)氮濃度為 1 500 mg / L 時(shí)處理效果對(duì)比

進(jìn)水硝態(tài)氮濃度為 1 500 mg / L 時(shí),兩組裝置均運(yùn)行 10 d 且實(shí)驗(yàn)穩(wěn)定后處理效果如圖 8。

圖 8 1 500 mg / L 進(jìn)水硝態(tài)氮去除效果

Fig. 8 Removal efficiency of nitrate nitrogen from 1 500 mg / L influent

由圖 8 可見(jiàn),全過(guò)程兩組裝置出水硝態(tài)氮濃度都不斷下降,生物膜法初始出水硝態(tài)氮濃度更低,且出

水硝態(tài)氮濃度下降更快;兩組裝置都存在亞硝態(tài)氮積累,出水亞硝態(tài)氮濃度都下降,全過(guò)程生物膜法出水

亞硝態(tài)氮濃度高于活性污泥法,在第 10 天出水穩(wěn)定時(shí)相差最小。 觀察發(fā)現(xiàn)在 1 ~ 4 d 較 5 ~ 10 d 出水亞硝

態(tài)氮濃度下降更慢,這是因?yàn)?1~ 4 d 時(shí)硝態(tài)氮大量還原,造成亞硝態(tài)氮無(wú)法及時(shí)還原。 最終生物膜法出

水硝態(tài)氮濃度為 37.14 mg / L,亞硝態(tài)氮濃度為 103.48 mg / L,總氮去除率為 90.93%;活性污泥法出水硝態(tài)

氮濃度為 592.82 mg / L,亞硝態(tài)氮濃度為 97.31 mg / L,總氮去除率為 55.47%。 生物膜法總氮去除率比活性

污泥法高 35.46 個(gè)百分點(diǎn)。

188

第193頁(yè)

http:∥xuebao.gxnu.edu.cn

3 討論

由以上分析可知,綜合考慮同時(shí)去除硝態(tài)氮和亞硝態(tài)氮,當(dāng) C / N 為 3.5、HRT 為 12 h 時(shí)連續(xù)流生物膜

法反硝化對(duì)于高硝態(tài)氮廢水具有良好的處理效果。

在不同進(jìn)水硝態(tài)氮濃度的情況下,連續(xù)流生物膜法均比連續(xù)流活性污泥法有更優(yōu)的硝態(tài)氮、亞硝態(tài)氮

去除效率,且當(dāng)進(jìn)水硝態(tài)氮濃度越高時(shí),差距越明顯。 張巧等[18] 處理生活廢水時(shí)同樣設(shè)置未添加生物填

料的裝置作為對(duì)照,證明生物填料添加可強(qiáng)化反硝化能力。 作為微生物生長(zhǎng)繁殖的重要載體,生物膜的齒

形結(jié)構(gòu)有著較大的展開(kāi)面積,能夠提供充足的附著表面和內(nèi)部空間,裝置內(nèi)產(chǎn)生的特殊流態(tài)也增加了微生

物與污水的接觸,這是單純的活性污泥法所不具備的,可以解釋生物膜法較活性污泥法脫氮效率更高的

原因。

本實(shí)驗(yàn)中連續(xù)流生物膜法的運(yùn)用無(wú)需額外的沉淀過(guò)程,占用空間少,基本忽略微量脫落的污泥,這一

點(diǎn)在王俊等[19]的研究中也有指出。 李仲偉[20]研究發(fā)現(xiàn),在一定負(fù)荷范圍內(nèi),硝酸鹽濃度增加帶來(lái)的負(fù)荷

變化,以及處理水量的增加對(duì)反應(yīng)器脫氮效果的影響較小,可見(jiàn)生物脫氮工藝有著較高的鹽度耐受和處理

上限。 丁興輝[21]

、任爭(zhēng)鳴等[22]采用多級(jí)反硝化生物脫氮工藝處理進(jìn)水硝態(tài)氮濃度更高的廢水,效果顯

著,可以預(yù)想串聯(lián)的幾組厭氧反硝化裝置能夠進(jìn)一步降低出水總氮,深度處理光伏廢水。

4 結(jié)論

本文通過(guò)對(duì)比連續(xù)流生物膜法與連續(xù)流活性污泥法對(duì)光伏廢水的處理效果,得出如下結(jié)論:

1)在 C / N 為 3.5、HRT 為 12 h 時(shí),連續(xù)流生物膜法對(duì)于處理高硝態(tài)氮廢水有著更優(yōu)的反硝化效果,在

進(jìn)水硝態(tài)氮濃度達(dá)到 1 500 mg / L 時(shí),硝態(tài)氮去除率達(dá)到 97%以上,總氮去除率達(dá) 90%以上。

2)連續(xù)流生物膜法比連續(xù)流活性污泥法平均硝態(tài)氮去除率高約 30 個(gè)百分點(diǎn),平均總氮去除率高 28

個(gè)百分點(diǎn)以上,且進(jìn)水硝態(tài)氮濃度越高,處理效果差距越大。

參 考 文 獻(xiàn)

[1] MILLáN M, LOBATO J, CA?IZARES P, et al. Prediction and management of solar energy to power electrochemical

processes for the treatment of wastewater effluents[J]. Electrochimica Acta, 2020, 335: 135594.

[2] LAZARATOU C V, VAYENAS D V, PAPOULIS D. The role of clays, clay minerals and clay-based materials for nitrate

removal from water systems: a review[J]. Applied Clay Science, 2020, 185: 105377.

[3] 楊棟. 太陽(yáng)能光伏產(chǎn)業(yè)的污染與有效防治分析[J]. 資源節(jié)約與環(huán)保, 2021(4): 103-104.

[4] 徐亞慧, 張燕, 張勇, 等. 光伏行業(yè)單晶硅廢水處理工藝技術(shù)研究[J]. 再生資源與循環(huán)經(jīng)濟(jì), 2020, 13(6): 38-40.

[5] 楊國(guó)敏. 復(fù)合式軟化及膜濃縮技術(shù)在光伏廢水處理中的應(yīng)用[J]. 工業(yè)水處理, 2020, 40(11): 116-119.

[6] 馮麗霞, 牟潔, 魏錚, 等. 集成技術(shù)處理光伏行業(yè)生產(chǎn)廢水工程實(shí)例[J]. 工業(yè)水處理, 2020, 40(5): 118-121.

[7] 王杰, 陳鈺, 劉穎, 等. 倒置 A

2

/ O+反硝化深床濾池在城市污水處理廠中的應(yīng)用[ J]. 水處理技術(shù), 2020, 46(6):

130-133.

[8] ZHANG Y K, XIONG Z S, YANG L M, et al. Successful isolation of a tolerant co-flocculating microalgae towards highly

efficient nitrogen removal in harsh rare earth element tailings ( REEs ) wastewater[J]. Water Research, 2019,

166: 115076.

[9] CHENG B Y, WANG Y, HUA Y M, et al. The performance of nitrate-reducing Fe(II) oxidation processes under variable

initial Fe / N ratios: the fate of nitrogen and iron species[J]. Frontiers of Environmental Science & Engineering, 2021, 15

(4): 73.

189

第194頁(yè)

廣西師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版),2022,40(2)

[10] BENEKOS A K, TSIGARA M, ZACHARAKIS S, et al. Combined electrocoagulation and electrochemical oxidation

treatment for groundwater denitrification[J]. Journal of Environmental Management, 2021, 285: 112068.

[11] 吳新忠. 序批式反硝化法深度處理高硝態(tài)氮廢水技術(shù)研究[D]. 揚(yáng)州: 揚(yáng)州大學(xué), 2019.

[12] 陳佩佩, 邵小青, 郭松杰, 等. 水處理中生物填料的研究進(jìn)展[J]. 現(xiàn)代化工, 2017, 37(12): 38-42.

[13] 程壘, 胡智東. 氨氮廢水處理中活性污泥的培養(yǎng)馴化研究[J]. 資源節(jié)約與環(huán)保, 2018(5): 104-105.

[14] 吉楊凡, 李坡. 好氧及厭氧系統(tǒng)污泥培養(yǎng)馴化的研究[J]. 聚酯工業(yè), 2020, 33(1): 28-31.

[15] 方月英, 徐錫梅, 惲云波, 等. 反硝化生物濾池在污水深度處理中的應(yīng)用[ J]. 中國(guó)給水排水, 2019, 35( 11):

97-102.

[16] 張欣欣. UASB 反應(yīng)器中碳氮比對(duì)脫氮效能的影響[D]. 蘇州: 蘇州科技學(xué)院, 2012.

[17] 司圓圓, 許開(kāi)航, 余祥勇, 等. 響應(yīng)曲面法優(yōu)化脫氮副球菌的反硝化脫氮條件[ J]. 基因組學(xué)與應(yīng)用生物學(xué), 2020,

39(7): 3103-3109.

[18] 張巧, 衷從強(qiáng), 張建, 等. 仿生填料對(duì) E-A/ O 工藝處理生活污水性能的影響[ J]. 水處理技術(shù), 2020, 46( 6):

107-111.

[19] 王俊, 沈靚. 膜生物反應(yīng)技術(shù)在環(huán)境工程污水處理中應(yīng)用[J]. 環(huán)境與發(fā)展, 2020, 32(5): 79-81.

[20] 李仲偉. 反硝化顆粒污泥處理高硝氮廢水研究[D]. 北京: 北京市環(huán)境保護(hù)科學(xué)研究院, 2019.

[21] 丁興輝. 高硝態(tài)氮廢水反硝化脫氮[D]. 武漢: 華中科技大學(xué), 2013.

[22] 任爭(zhēng)鳴, 王東, 王燕, 等. 硫自養(yǎng)反硝化處理高硝態(tài)氮廢水的運(yùn)行特性研究[ J]. 中國(guó)給水排水, 2017, 33(15):

66-70.

Treatment of Photovoltaic High Nitrate Wastewater by Anoxic Biofilm Process

WEI Shixun, HE Chengda

?

, ZHANG Miao

(School of Environmental Science and Engineering, Yangzhou University,Yangzhou Jiangsu 225127,China)

Abstract: In view of the high concentration of nitrate nitrogen (higher than 600 mg / L) contained in photovoltaic

wastewater, continuous flow biofilm method was used for denitrification of wastewater, and continuous flow

activated sludge method was set as a comparison. Firstly, the operating conditions of continuous flow

denitrification were optimized. The effects of different carbon nitrogen ratios ( 3 ∶ 1, 3. 5 ∶ 1 and 4 ∶ 1) on

denitrification were studied by adjusting the carbon source, and the hydraulic retention time (8 h, 10 h and 12

h) of continuous flow was changed to find a sufficient effective reaction time. The ratio of carbon to nitrogen and

hydraulic retention time were kept, and the influent nitrate concentration was gradually increased under the

optimal operating conditions. The results showed that the best operating conditions of continuous flow

denitrification were C / N ratio of 3.5 and HRT of 12 hours. Under this operating condition, the total nitrogen

removal rate of wastewater with influent nitrate concentration of 600 mg / L, 1 200 mg / L and 1 500 mg / L reached

96.69%, 92.95% and 90. 93%, respectively. The experiment showed that compared with continuous flow

activated sludge process, continuous flow biofilm process had higher total nitrogen removal rate and lower nitrite

nitrogen accumulation rate for the treatment of wastewater with high nitrate concentration, which can provide not

only reference for the optimization of high concentration wastewater treatment, but also basic data for the

operation of photovoltaic wastewater with high concentration of nitrate nitrogen in the future.

Keywods: high nitrate nitrogen; photovoltaic wastewater; biofilm process; activated sludge process; continuous

flow; best working condition

(責(zé)任編輯 王龍杰)

190

第195頁(yè)

第 40 卷 第 2 期

2022 年 3 月

廣西師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版)

Journal of Guangxi Normal University (Natural Science Edition)

Vol. 40 No. 2

Mar. 2022

DOI: 10.16088 / j.issn.1001-6600. 2021022202 http: xuebao.gxnu.edu.cn

周俊, 陳舒曼, 邢兵, 等. 正常來(lái)源 CD4

+CD25

+細(xì)胞在小鼠肺癌模型中的抗腫瘤作用[J]. 廣西師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2022, 40(2):

191-199. ZHOU J, CHEN S M, XING B, et al. Antitumor effect of normal mice derived CD4

+CD25

+

cells in mice lung cancer model[J]. Journal of

Guangxi Normal University (Natural Science Edition), 2022, 40(2): 191-199.

正常來(lái)源 CD4

+

CD25

+ 細(xì)胞在小鼠肺癌

模型中的抗腫瘤作用

周 俊1,2,3

, 陳舒曼1,2,3

, 邢 兵1

, 陳雅靜1,2,3

, 李銀玲1,2,3

, 何 柳1,2,3

, 周祖平1,2,3

, 蒲仕明1,2,3?

(1. 廣西師范大學(xué) 生命科學(xué)學(xué)院, 廣西 桂林 541006; 2. 廣西高校干細(xì)胞與醫(yī)藥生物技術(shù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室(廣西師范大學(xué)),

廣西 桂林 541004; 3. 廣西師范大學(xué) 生物醫(yī)學(xué)研究中心, 廣西 桂林 541004)

摘 要: CD4

+

CD25

+細(xì)胞是一群具有免疫抑制活性的 T 細(xì)胞, 又稱(chēng)為調(diào)節(jié)性 T 細(xì)胞( regulatory T cells, Tregs)。 腫瘤發(fā)生

中 Tregs 會(huì)抑制 T 細(xì)胞的活化, 促進(jìn)腫瘤的發(fā)生、 發(fā)展, 而正常生理來(lái)源的 Tregs 回輸后產(chǎn)生的免疫調(diào)節(jié)作用是未知的。

為探討正常生理狀態(tài)下 Tregs 的免疫調(diào)節(jié)作用, 利用小鼠肺癌模型和細(xì)胞移植術(shù), 比較正常和荷瘤小鼠 CD4

+

CD25

+細(xì)胞

移植對(duì)腫瘤生長(zhǎng)、 受體小鼠 T 細(xì)胞產(chǎn)生以及肺部病變的影響。 結(jié)果顯示: 與對(duì)照組相比, 移植正常 CD4

+

CD25

+細(xì)胞的小

鼠生存期延長(zhǎng)、 腫瘤生長(zhǎng)緩慢, 其外周血與脾臟中 T 細(xì)胞及其亞群含量增加, 小鼠肺部無(wú)明顯病變; 而移植荷瘤

CD4

+

CD25

+細(xì)胞的小鼠生存期縮短、 腫瘤生長(zhǎng)較快, 其外周血與脾臟中 T 細(xì)胞及其亞群含量顯著下降, 肺部出現(xiàn)更嚴(yán)重

彌散灶性病變。 這些結(jié)果表明, 正常來(lái)源 CD4

+

CD25

+細(xì)胞在小鼠肺癌模型中具有抗腫瘤作用。

關(guān)鍵詞: 肺癌; CD4

+

CD25

+細(xì)胞; 細(xì)胞移植; 腫瘤進(jìn)程; 免疫調(diào)節(jié)

中圖分類(lèi)號(hào): R734.2 文獻(xiàn)標(biāo)志碼: A 文章編號(hào): 1001-6600(2022)02-0191-09

肺癌是最常見(jiàn)的癌癥類(lèi)型,致死率居高不下的主要因素有遺傳、環(huán)境以及腫瘤治療產(chǎn)生的不良反

應(yīng)[1-2]

。 肺癌是一種異質(zhì)性疾病,包括多個(gè)具有病理和臨床相關(guān)性的亞型,主要分為小細(xì)胞肺癌和非小細(xì)

胞肺癌[3]

。 肺癌的發(fā)生發(fā)展與機(jī)體的免疫系統(tǒng)密切相關(guān),正常的免疫應(yīng)答是機(jī)體抵抗腫瘤發(fā)生發(fā)展的重

要因素。 免疫系統(tǒng)和腫瘤細(xì)胞相互作用能夠影響腫瘤的形成和進(jìn)程[4]

。 在腫瘤組織中,腫瘤細(xì)胞、基質(zhì)

細(xì)胞、免疫細(xì)胞等共同構(gòu)成腫瘤微環(huán)境[5-6]

。 腫瘤微環(huán)境是一個(gè)復(fù)雜的細(xì)胞生態(tài)位,其免疫細(xì)胞能夠在腫

瘤向惡性腫瘤轉(zhuǎn)化的過(guò)程中與腫瘤細(xì)胞共同進(jìn)化,并為腫瘤細(xì)胞提供支持,促進(jìn)腫瘤的存活和進(jìn)程。 研究

發(fā)現(xiàn),腫瘤微環(huán)境中免疫細(xì)胞的種類(lèi)和數(shù)量在腫瘤的發(fā)生發(fā)展過(guò)程中發(fā)揮重要作用,其中骨髓來(lái)源的抑制

性細(xì)胞(myeloid derived suppressor cells)和 Treg 細(xì)胞的數(shù)量與腫瘤患者臨床預(yù)后負(fù)相關(guān)[7]

。 CD4

+

CD25

+

細(xì)胞在抗腫瘤免疫應(yīng)答中發(fā)揮著重要作用。 CD4

+

CD25

+細(xì)胞是調(diào)節(jié)性 CD4

+

T 細(xì)胞亞群,可以被自身抗原

和非自身抗原激活,激活后非特異性抑制 T 細(xì)胞在維持機(jī)體免疫耐受和體內(nèi)平衡中起重要作用[8]

。 目

前,腫瘤發(fā)生中 CD4

+

CD25

+免疫抑制機(jī)制已有初步研究結(jié)果:CD4

+

CD25

+細(xì)胞介導(dǎo)的抑制是通過(guò)一種獨(dú)

立于細(xì)胞因子之外的未知的細(xì)胞接觸依賴(lài)機(jī)制;而在體內(nèi),則可能存在多種抑制機(jī)制[9]

,一是 CD4

+

CD25

+

細(xì)胞的不同亞群通過(guò)細(xì)胞接觸(例如表達(dá)機(jī)制性受體 CTLA-4 和 LAG-3

[10-11]

)或者多種細(xì)胞因子(例如 IL10、TGF-β、IL-35

[12-14]

)產(chǎn)生抑制,二是 CD4

+

CD25

+細(xì)胞可能被多種機(jī)制抑制。 然而在正常生理狀態(tài)下,仍

有大量 Treg 細(xì)胞存在,可以抑制炎癥并抑制許多自身免疫性疾病[15-16]

。 這些正常狀態(tài)下的 Treg 細(xì)胞在腫

瘤環(huán)境中是否發(fā)揮著與腫瘤來(lái)源 Treg 細(xì)胞同樣的免疫調(diào)節(jié)作用,還有待確認(rèn)。

收稿日期: 2021-02-22 修回日期: 2021-04-26

基金項(xiàng)目: 國(guó)家自然科學(xué)基金(81972700, 61827819); 廣西自然科學(xué)基金(2018GXNSFBA281115); 廣西大學(xué)生創(chuàng)新

創(chuàng)業(yè)訓(xùn)練項(xiàng)目(202010602052)

通信作者: 蒲仕明(1987—), 男, 四川南充人, 廣西師范大學(xué)助理研究員, 碩士。 E-mail: pushiming77@163.com

第196頁(yè)

廣西師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版),2022,40(2)

本研究利用 Lewis 肺癌模型,探討移植正常和荷瘤小鼠脾臟來(lái)源的 CD4

+

CD25

+細(xì)胞對(duì)荷瘤小鼠的免

疫調(diào)節(jié)作用。

1 材料與方法

1.1 材料

1.1.1 實(shí)驗(yàn)動(dòng)物

SPF 級(jí) C57BL / 6J 小鼠購(gòu)自湖南省斯萊克景達(dá)實(shí)驗(yàn)動(dòng)物有限公司,在廣西師范大學(xué)干細(xì)胞與醫(yī)藥生

物技術(shù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室實(shí)驗(yàn)動(dòng)物中心飼養(yǎng)至 8 周,挑選體質(zhì)量(22±0.5) g 健康小鼠用于實(shí)驗(yàn)。

1.1.2 實(shí)驗(yàn)儀器

流式細(xì)胞分選儀(FACS Aria SORP)和流式細(xì)胞分析儀(FACS Verse)購(gòu)自 Becton Dickinson 公司;超

純凈去離子水組合系統(tǒng)(Nanopure Life Scientific) 和臺(tái)式高速冷凍離心機(jī)( Labofuge400R) 購(gòu)自 Thermo

Fisher 公司;超凈工作臺(tái)購(gòu)自 ESCO 公司。

1.1.3 實(shí)驗(yàn)試劑

Anti-mouse CD3-PerCP-eFluor710、Anti-mouse CD25-APC、Anti-mouse CD4-FITC、Anti-mouse CD8-PECy7、7-AAD、DMEM 培養(yǎng)基購(gòu)自 Thermo Fisher 公司;無(wú)鈣鎂 20×PBS 溶液購(gòu)自上海生工生物工程有限公

司;青鏈霉素混合液、紅細(xì)胞裂解液等購(gòu)自 Solarbio 公司。

1.2 方法

1.2.1 肺癌小鼠模型構(gòu)建

選擇對(duì)數(shù)生長(zhǎng)期的 LLC 細(xì)胞,消化后 PBS 重懸為 2.5×10

6個(gè)/ mL 單細(xì)胞懸液。 將單細(xì)胞懸液接種于

小鼠左腋皮下,每只小鼠接種 0.2 mL,對(duì)照組注射等體積的 PBS。 受體荷瘤小鼠分 3 組:1)移植正常小鼠

脾臟來(lái)源 CD4

+

CD25

+細(xì)胞的荷瘤小鼠(N-Treg-T);2)移植荷瘤小鼠脾臟來(lái)源 CD4

+

CD25

+細(xì)胞的荷瘤小鼠

(T-Treg-T);3)注射等體積 PBS 的荷瘤小鼠為對(duì)照組(PBS-T)。

1.2.2 流式細(xì)胞分選

T-Treg 細(xì)胞供體小鼠是接種 LLC 細(xì)胞 5 周后、腫瘤體積大于 2 cm

3 的小鼠;N-Treg 細(xì)胞供體小鼠是注

射等體積 PBS 5 周后的小鼠。 首先,在無(wú)菌條件下制備小鼠脾臟單細(xì)胞懸液,經(jīng)紅細(xì)胞裂解和細(xì)胞篩過(guò)濾

后,離心去上清并計(jì)數(shù);接著,使用 7-AAD、Anti-mouse CD4-FITC、Anti-mouse CD25-APC 流式抗體4 ℃ 避光

孵育 30 min;然后,用 PBS 洗滌重懸,并進(jìn)行流式細(xì)胞分選(或分析);最后,收集得到 CD4

+

CD25

+ 細(xì)胞,

備用。

1.2.3 細(xì)胞移植

將 PBS 重懸流式分選得到的正常和荷瘤小鼠脾臟來(lái)源的 CD4

+

CD25

+細(xì)胞調(diào)整為 1.25×10

5個(gè)/ mL 后,

于實(shí)驗(yàn)鼠接種 LLC 細(xì)胞當(dāng)日,尾靜脈移植 CD4

+

CD25

+細(xì)胞,每只小鼠注射約 0.2 mL。 對(duì)照組為尾靜脈注

射等體積 PBS。

1.2.4 腫瘤體積測(cè)量

LLC 細(xì)胞接種 5 周后,用游標(biāo)卡尺測(cè)量腫瘤的長(zhǎng)徑 a、短徑 b,并計(jì)算腫瘤體積。

1.2.5 流式細(xì)胞分析

移植 CD4

+

CD25

+細(xì)胞 5 周后,處死小鼠,取外周血(眼球取血)、脾臟制備單細(xì)胞懸液。 懸液經(jīng)紅細(xì)胞

裂解和細(xì)胞篩過(guò)濾后,離心去上清;使用 Anti-mouse CD3-PerCP-eFluor710、Anti-mouse CD4-FITC、Antimouse CD8-PE-Cy7 流式抗體 4 ℃避光孵育 30 min,PBS 洗滌重懸后,進(jìn)行流式分析 T 細(xì)胞及亞群的豐度。

1.2.6 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)

所有數(shù)據(jù)采用 GraphPad Prism 6 軟件進(jìn)行統(tǒng)計(jì)學(xué)分析;組間分析采用 t 檢驗(yàn),P<0.05 表示差異具有統(tǒng)

計(jì)學(xué)意義。

192

第197頁(yè)

http:∥xuebao.gxnu.edu.cn

2 結(jié)果

2.1 正常/ 荷瘤小鼠脾臟中存在相當(dāng)數(shù)量的 Treg 細(xì)胞

為確定在正常生理與病理(腫瘤)狀態(tài)下 Treg 細(xì)胞的數(shù)量,本文利用流式細(xì)胞術(shù)分析 CD4

+

CD25

+細(xì)胞

在正常小鼠與肺癌荷瘤小鼠脾臟中的含量與絕對(duì)數(shù)量,結(jié)果如圖 1 所示。 正常和荷瘤小鼠脾臟中,

CD4

+

CD25

+細(xì)胞分別約占總細(xì)胞數(shù)的 2.39%和 1.32%(圖 1a),統(tǒng)計(jì)分析后發(fā)現(xiàn)兩者之間存在顯著性差異

(2.408±0.148 3 vs 1.347±0.187 9, P = 0.002 2)(圖 1b)。 同時(shí),我們發(fā)現(xiàn)腫瘤狀態(tài)下,小鼠脾臟體積明顯

增大(圖 1c),隨后對(duì)小鼠 CD4

+

CD25

+細(xì)胞的絕對(duì)數(shù)量進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析,發(fā)現(xiàn)荷瘤小鼠脾臟 CD4

+

CD25

+細(xì)胞

的絕對(duì)數(shù)量顯著高于對(duì)照組小鼠(8.246±1.018 vs 3.098±0.520 6, P = 0.002) (圖 1d)。 腫瘤發(fā)生中,Treg

細(xì)胞數(shù)量明顯上升,揭示了 Treg 細(xì)胞在腫瘤免疫調(diào)節(jié)(主要是免疫抑制)中的重要性。 然而,正常生理狀

態(tài)下也存在大量的 Treg 細(xì)胞,那么正常生理狀態(tài)下 Treg 細(xì)胞與腫瘤來(lái)源的 Treg 細(xì)胞是否具有同樣的免

疫調(diào)節(jié)作用呢? 具體見(jiàn)下節(jié)。

?表示 P<0.05;??表示 P<0.01;???表示 P<0.000 1,n = 5

圖 1 正常和荷瘤小鼠脾臟大小和 CD4

+

CD25

+細(xì)胞的含量比較

Fig. 1 Comparison of spleen size and CD4

+

CD25

+

cell content in normal and tumor-bearing mice

2.2 正常來(lái)源 Treg 細(xì)胞較腫瘤來(lái)源 Treg 細(xì)胞具有相反的免疫調(diào)節(jié)作用

為檢測(cè)正常生理狀態(tài)下 Treg 細(xì)胞的免疫調(diào)節(jié)作用,在小鼠皮下接種 LLC 細(xì)胞當(dāng)日,尾靜脈注射正常

或荷瘤來(lái)源的 CD4

+

CD25

+細(xì)胞,對(duì)照組尾靜脈注射等體積 PBS,觀察 3 組小鼠腫瘤的生長(zhǎng)情況,并于接種

后第 5 周統(tǒng)計(jì)腫瘤質(zhì)量。 腫瘤大小直觀圖如圖 2a 所示。 腫瘤大小統(tǒng)計(jì)分析結(jié)果顯示,在接種 5 周后,移

植正常小鼠來(lái)源 CD4

+

CD25

+細(xì)胞的受體荷瘤小鼠的腫瘤質(zhì)量顯著小于對(duì)照組(5.328±0.501 1 vs 7.588±

0.655 5, P = 0.025 5),同時(shí)也顯著小于移植荷瘤小鼠來(lái)源 CD4

+

CD25

+細(xì)胞的受體荷瘤小鼠的腫瘤質(zhì)量

(5.328±0.501 1 vs 9.580±0.310 1, P<0.000 1);與之相反,移植腫瘤來(lái)源的 CD4

+

CD25

+細(xì)胞小鼠的腫瘤質(zhì)

量顯著大于對(duì)照組(9.580±0.310 1 vs 7.588±0.655 5, P = 0.025 2)(圖 2b)。

193

第198頁(yè)

廣西師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版),2022,40(2)

?表示 P<0.05;??表示 P<0.01;???表示 P<0.000 1

圖 2 荷瘤小鼠移植不同來(lái)源 CD4

+

CD25

+細(xì)胞 5 周后腫瘤生長(zhǎng)情況

Fig. 2 Tumor growth of mice after 5 weeks of transplantation of CD4

+

CD25

+

cells from different sources in tumor-bearing mice

2.3 正常來(lái)源 Treg 細(xì)胞延長(zhǎng)了荷瘤小鼠生存時(shí)間

為檢驗(yàn)正常來(lái)源 Treg 細(xì)胞的免疫調(diào)節(jié)能力,記錄了移植正常來(lái)源 Treg 細(xì)胞和腫瘤來(lái)源 Treg 細(xì)胞的

荷瘤小鼠生存情況,結(jié)果如圖 3 所示。 與對(duì)照組相比,移植正常來(lái)源 CD4

+

CD25

+細(xì)胞組小鼠的生存期顯

著性增長(zhǎng)(P = 0.007 6),而移植荷瘤小鼠來(lái)源 CD4

+

CD25

+細(xì)胞的受體小鼠的生存期縮短(P = 0.026 3)。

上述結(jié)果表明,腫瘤來(lái)源的 Treg 細(xì)胞具有免疫抑制作用,而正常來(lái)源的 Treg 細(xì)胞抑制著腫瘤的生長(zhǎng),具有

免疫促進(jìn)作用。

圖 3 移植不同來(lái)源 CD4

+

CD25

+細(xì)胞后小鼠生存時(shí)間(n = 8)

Fig. 3 Survival time of mice after transplantation of CD4

+

CD25

+

cells from different sources (n = 8)

2.4 正常來(lái)源 Treg 細(xì)胞促進(jìn)了荷瘤小鼠中 T 細(xì)胞增殖

為探索正常來(lái)源的 Treg 細(xì)胞對(duì) T 細(xì)胞的免疫調(diào)節(jié)作用,在移植正常/ 腫瘤來(lái)源的 CD4

+

CD25

+細(xì)胞 5

周后,處死小鼠,利用流式細(xì)胞術(shù)分析小鼠外周血與脾臟中 CD3

+

T 細(xì)胞、CD3

+

CD4

+

T 細(xì)胞和 CD3

+

CD8

+

T

細(xì)胞的豐度,結(jié)果如圖 4 所示。 與對(duì)照組相比,移植正常小鼠來(lái)源的 CD4

+

CD25

+細(xì)胞小鼠的脾臟中,CD3

+

T 細(xì)胞(21.81±0.628 9 vs 18.58±1.312, P = 0.043 1) (圖 4A)、CD3

+

CD4

+

T 細(xì)胞(11.24±0.497 1 vs 8.935±

0.891 1, P = 0.040 1)(圖 4B)、CD3

+

CD8

+

T 細(xì)胞(8.696±0.435 4 vs 7.073±0.543 8, P = 0.035 2)(圖 4C)的

細(xì)胞豐度顯著增加。

在外周血中也呈現(xiàn)相似差異,移植正常小鼠來(lái)源 CD4

+

CD25

+細(xì)胞小鼠的外周血中,CD3

+

T 細(xì)胞(21.73±

1.509 vs 15.78±0.367 3, P = 0.001 8) (圖 5A)、CD3

+

CD4

+

T 細(xì)胞(8.811±0.749 9 vs 6.186±0.551 6, P =

0.013 6)(圖 5B)、CD3

+

CD8

+

T 細(xì)胞(12.99±0.749 6 vs 9.451±0.782 3, P = 0.005 7)(圖 5C)的細(xì)胞豐度顯

著增加。 結(jié)果表明,移植正常來(lái)源的 Treg 細(xì)胞能促進(jìn) T 細(xì)胞的增殖,與移植腫瘤來(lái)源的 Treg 細(xì)胞具有相

反的調(diào)節(jié) T 細(xì)胞增殖的能力。

194

第199頁(yè)

http:∥xuebao.gxnu.edu.cn

A1、A2 為移植后小鼠脾臟 CD3

+

T 細(xì)胞的表達(dá);B1、B2 為移植后小鼠脾臟 CD3

+CD4

+

T 細(xì)胞的表達(dá);

C1、C2 為移植后小鼠脾臟 CD3

+CD8

+

T 細(xì)胞的表達(dá)。 ?表示 P<0.05;??表示 P<0.01;???表示 P<0.000 1(n = 8)

圖 4 移植不同來(lái)源 CD4

+

CD25

+細(xì)胞后小鼠脾臟 T 細(xì)胞及其亞群的表達(dá)情況

Fig. 4 Expression of splenic T cells and their subpopulations in mice after transplantation of

CD4

+

CD25

+

cells from different sources

2.5 正常來(lái)源 Treg 細(xì)胞減緩了荷瘤小鼠的腫瘤肺轉(zhuǎn)移癥狀

為檢驗(yàn)正常來(lái)源的 Treg 細(xì)胞在腫瘤轉(zhuǎn)移的免疫調(diào)節(jié)能力,在移植正常/ 腫瘤來(lái)源的 CD4

+

CD25

+細(xì)胞 5

周后,處死小鼠,利用 HE 組織染色技術(shù)觀察肺部病變情況,見(jiàn)圖 6。 結(jié)果顯示:對(duì)照組小鼠肺表面出現(xiàn)肺

轉(zhuǎn)移情況,HE 組織染色顯示,肺泡輪廓可見(jiàn),肺泡壁細(xì)胞壞死,細(xì)胞核形狀出現(xiàn)明顯變化,有炎癥細(xì)胞浸

潤(rùn)。 與對(duì)照組相比,移植正常小鼠來(lái)源的 CD4

+

CD25

+細(xì)胞小鼠的肺部外觀正常,無(wú)明顯轉(zhuǎn)移現(xiàn)象,HE 組

織染色與外觀結(jié)果相符合,無(wú)明顯病變;而移植荷瘤小鼠來(lái)源的 CD4

+

CD25

+細(xì)胞小鼠的肺部外觀出現(xiàn)更

明顯的肺轉(zhuǎn)移情況,肺部體積增大,HE 組織染色可見(jiàn)彌散的灶性病變,病灶內(nèi)肺組織周?chē)逃薪Y(jié)構(gòu)被破

壞。 結(jié)果表明,移植正常來(lái)源的 Treg 細(xì)胞能減緩腫瘤肺轉(zhuǎn)移的速度,有助于維持肺部的正常形態(tài)和功能。

3 討論

正常的免疫應(yīng)答是機(jī)體抵抗腫瘤發(fā)生和發(fā)展的重要因素,其中 CD4

+

CD25

+細(xì)胞介導(dǎo)的細(xì)胞免疫應(yīng)答

在抗腫瘤免疫中發(fā)揮重要作用。 大量研究表明,腫瘤患者預(yù)后不良[17]

、生存率下降與 Treg 細(xì)胞高表達(dá)密

切相關(guān),Treg 細(xì)胞能夠引發(fā)免疫耐受[18]

。 但也有研究表明,Treg 細(xì)胞對(duì)多種炎癥性疾病有治療或預(yù)防效

果,例如:小鼠肺纖維化形成之前,移植正常來(lái)源 CD4

+

CD25

+細(xì)胞能夠有效減輕其肺纖維化程度[19]

;白塞

195

第200頁(yè)

廣西師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版),2022,40(2)

病小鼠移植正常來(lái)源 CD4

+

CD25

+細(xì)胞可改善其感染癥狀[20]

。 因此,本文利用肺癌皮下移植腫瘤模型小鼠

探究正常生理狀態(tài)下 Treg 細(xì)胞的免疫調(diào)節(jié)作用。

A1、A2 為移植后小鼠外周血 CD3

+

T 細(xì)胞的表達(dá);B1、B2 為移植后小鼠外周血 CD3

+CD4

+

T 細(xì)胞的表達(dá);

C1、C2 為移植后小鼠外周血 CD3

+CD8

+

T 細(xì)胞的表達(dá)。 ?表示 P<0.05;??表示 P<0.01;???表示 P<0.000 1(n = 8)

圖 5 移植不同來(lái)源 CD4

+

CD25

+細(xì)胞后小鼠外周血 T 細(xì)胞及其亞群的表達(dá)情況

Fig. 5 Expression of peripheral blood T cells and their subpopulations in mice after

transplantation of CD4

+

CD25

+

cells from different sources

圖 6 移植不同來(lái)源 CD4

+

CD25

+細(xì)胞后小鼠肺部組織及 HE 組織染色切片

Fig. 6 Lung tissue and HE tissue staining sections of mice after transplantation of CD4

+

CD25

+

cells from different sources

196

百萬(wàn)用戶(hù)使用云展網(wǎng)進(jìn)行電子書(shū)本制作,只要您有文檔,即可一鍵上傳,自動(dòng)生成鏈接和二維碼(獨(dú)立電子書(shū)),支持分享到微信和網(wǎng)站!
收藏
轉(zhuǎn)發(fā)
下載
免費(fèi)制作
其他案例
更多案例
免費(fèi)制作
x
{{item.desc}}
下載
{{item.title}}
{{toast}}