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化学品污水排放系统中生物降解性模拟试验
麦肯咨询 浏览量:1062 来源:http://www.maiken8.com 进入: BBS
关键词:生物降解性模拟试验
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1范围
本标准规定了化学品污水排放系统中生物降解性模拟试验污水管道系统中的生物降解试验的受试物信息、试验原理、试验方法概述、试验程序、质量保证与质量控制、数据与报告。
本标准适用于测试排入城市污水管道系统的相对不稳定化学品在污水管道系统中的生物降解性。
本标准适用于水溶性的或弱水溶性但不挥发的受试物,也可应用于挥发性受试物。放射性标记和未标记的受试物可用于评价初级生物降解。
2规范性引用文件
下列文件对于本文件的应用是必不可少的。凡是注日期的引用文件,仅所注日期的版本适用于本文件。凡是不注日期的引用文件,其最新版本(包括所有的修改单)适用于本文件。
GB/T 21795化学品模拟试验污水好氧处理生物膜法
GB/T 21796化学品活性污泥呼吸抑制试验
GB/T 21801化学品快速生物降解性呼吸计量法试验
GB/T 21802化学品快速生物降解性改进的 MITI试验( I)
GB/T 21803化学品快速生物降解性 DOC消减试验
GB/T 21816化学品固有生物降解性赞恩 -惠伦斯试验
GB/T 21817化学品固有生物降解性改进的半连续活性污泥试验
GB/T 21818化学品固有生物降解性改进的 MITI试验( II)
GB/T 21829化学品污水好氧处理模拟试验活性污泥单元法
GB/T 21831化学品快速生物降解性密闭瓶法试验
GB/T 21845化学品水溶解度试验
GB/T 21851化学品批平衡法检测吸附 /解吸附试验
GB/T 21852化学品分配系数(正辛醇 -水)高效液相色谱法试验
GB/T 21853化学品分配系数(正辛醇 -水)摇瓶法试验
GB/T 21855化学品与pH有关的水解作用试验
GB/T 21856化学品快速生物降解性二氧化碳产生试验
GB/T 21857化学品快速生物降解性改进的 OECD筛选试验
GB/T 22052用液体蒸气压力计测定液体的蒸气压力温度关系和初始分解温度的方法
GB/T 22228工业用化学品固体及液体的蒸气压在 10-1 Pa至105Pa范围内的测定静态法
GB/T 22229工业用化学品固体及液体的蒸气压在 10-3 Pa至1Pa范围内的测定蒸气压平衡法
GB/T 27850化学品快速生物降解性通则
GB/T 27853化学品水-沉积物系统中好氧厌氧转化试验
GB/T 27856化学品土壤中好氧厌氧转化试验
GB/T 27857化学品有机物在消化污泥中的厌氧生物降解性气体产量测定法
OECD化学品测试导则 No.104蒸气压( VapourPressure)
OECD化学品测试导则 No.112水中解离常数( Dissociation Constants inWater)
OECD化学品测试导则 No.310快速生物降解性——密闭瓶二氧化碳法(顶空试验)( Ready Biodegradability -CO2in sealed vessels (HeadspaceTest))
3术语和定义
GB/T 27850、GB/T 27853和GB/T 27856界定的术语和定义适用于本文件。
4受试物信息
4.1对于采用放射性同位素标记的受试物,需要的信息包括:
为达到所需的试验浓度而补充未标记受试物的量;对于低响应受试物,为提高方法准确度而增加的分析样品的体积。
使用 14C标记的,应标记在分子结构中最稳定的部位。对于含有多个部分的大分子或结构复杂的受试物,应在分子中的不同部位进行标记,并分别进行研究。在有些情况下,宜对分子中变化不明确的部位进行标记。分析结果时应考虑标记的位置。
对于非挥发性受试物,可用 3H标记物代替 14C标记物。应掌握 3H原子在分子中的分布情况,也应考虑到 3H能取代水中的 H[26]。在分析矿化或代谢方式时应考虑这两方面。
4.2受试物的下列信息有助于设计试验:
a)分析方法的灵敏度;
b)水中溶解度( GB/T 21845)[12];
c)有机溶剂中的溶解性;
d)解离常数( pKa)[13];
e)蒸气压( GB/T 22052、GB/T 22228、GB/T 22229和 OECD No. 104)[14]和亨利常数;
f)水中和黑暗条件下的化学稳定性(水解性, GB/T 21855)[15];
g)环境中的浓度(已知或估测值);
h)对微生物的毒性数据( GB/T 21796)[16];
i)快速生物降解性数据( GB/T 21801、GB/T 21802、GB/T 21803、GB/T 21831、GB/T 21856、 GB/T 21857和 OECD No. 310)[1][4]和/或固有生物降解性数据( GB/T 21816、GB/T 21817和 GB/T 21818)[17][18] [19];
j)光解
k)正辛醇 -水分配系数( GB/T 21852和 GB/T 21853)。
5试验原理
通常,将在适当位置进行同位素标记的受试物与采自代表性场所的新鲜环境样品或在实验室模拟未来环境条件的样品混合后培养。对每一种受试物,在每一个试验条件下,都同时设置生物降解处理组和非生物降解对照组;其中,非生物降解对照组经生物活性抑制处理,用于评价矿化率差异,确定提取效率和母体受试物分子的回收率,以及定量测定其它过程的损失,比如水解、氧化、挥发及试验装置的吸附。
对于具有足够灵敏分析方法的受试物,使用未标记的受试物或通过追踪监控环境样品中受试物的消减就能测定母体受试物的降解或转化率。但是,如果不清楚受试物的生物降解途径,对可能形成的降解产物未建立具有足够灵敏度的分析方法,就不能测定未标记的受试物的最终生物降解性。
将受试物加入到非生物降解对照组和生物降解处理组系统中,使试验浓度与其在环境中的浓度相当,在一定的温度下培养,必要时持续搅拌;定期取样测定矿化率和初级生物降解。根据判定是否发生最终降解和测定降解率的必要时间来确定试验周期。它不一定反映化学品在某特定环境单元中的实际停留时间。当试验结果用于环境风险评估时,在试验所涵盖的单元中,相应的水力停留时间应以特定的风险评估场景为基础。
可采用一批开放的间歇试验系统或密闭的气体直流式试验系统进行试验,系统中配有捕集装置收集生成的 14CO2。挥发性受试物应采用密闭气体直流式试验系统,该系统也通常首选 14C标记受试物。开放系统适用于非挥发的 3H受试物、适用于测定那些已知矿化能力的非挥发 14C受试物的生物降解动力学。在开放试验系统中,生成 14CO2的矿化率可通过酸化后测定生物降解处理组和非生物对照组样品间残留放射性的差,间接得出。同样,生成 3H2O的矿化率可通过测定烘干前后残留放射性的差间接得出。开放式系统不适用于挥发性受试物。在气体直流式试验系统中,降解过程释放的 14CO2在碱性捕集容器中直接测定。此外,通过将密闭容器中的样品酸化后,测定碱性捕集装置的放射性可得出溶解的 14CO2。具体的试验设计取决于同位素标记的类型 (14C或3H)、环境单元和受试物性质。
分析两个处理组样品的总放射性、可提取母体受试物和降解产物,及提取后固体结合态放射性。母体受试物和降解产物的浓度通过色谱和放射性分析测定;萃取后的固体通过燃烧测定生物质结合部分,或进一步分级测定对生物质不同组分的吸收量。根据各采样点所有组分的总和得到试验系统完整的质量平衡。
通过各种消解模型分析母体受试物剩余浓度随时间的变化,以估测其初级生物降解率。同样,可用各种产物模型分析累积矿化水平以评价矿化率(见 10.2)。
6参比物质
在试验条件下易降解的化合物可用作参比物。参比物主要用于验证试验系统中微生物群落的活性。环境行为比较清楚的化合物可作为标准参比物,用于比较受试物的降解性。当未要求使用参比物时,应具备有助于分析试验结果的相关信息。
7试验方法概述
7.1试验装置
试验处理组中的污水体积由所需的取样次数和每次取样的体积确定。通常, 1L~2L污水加入到 2L或4L的试验瓶中,污水在可控的 DO浓度条件(如 0.2mg/L~1.0 mg/L)下培养。在污水中插入氧电极,该电极与连有驱动阀的氧控制器连接,监测和控制污水的曝气状况(见附录 A),以确保试验所需的 DO条件。用氮气连续吹扫,使曝气平衡以达到要求的 DO浓度。污水搅拌培养过程中,辅以轻微曝气也可维持低的 DO浓度,也可定期通入氮气或空气以维持 DO浓度。这时,应定期报告测得的 DO数据。
开放式试验与大气相通,但应在要求的溶解氧浓度下培养。直流式系统用适当的材料密封,应设置安有阀门的污水取样口,并同进气和出气管路相连接。可用橡胶塞密封,当测试挥发性疏水的受试物时,应选择其它类型的密封材料。当测定挥发性受试物时,宜选用惰性材料的气体管路和采样管(例如聚四氟乙烯、不锈钢、玻璃)。
试验容器顶空部分持续用气体吹扫,吹扫速度既能保证污水系统处于要求的 DO浓度,又不能太快而阻碍 CO2的有效收集。试验容器与一系列含有氢氧化钾(例如 1.5mol/L)或其它适当吸收剂的 CO2捕集容器连接。在一串捕集容器中通常设有一个防止回流或冷凝的空捕集容器。
7.2仪器设备
7.2.1标准实验室仪器设备
a) 各种玻璃器皿和移液器具;
b) 振荡器或磁力搅拌器、离心机、 pH计、固体 CO2(干冰) /丙酮或液氮浴锅、冷冻干燥机、用于测定干重的烘箱或微波烘箱、膜过滤器、高压蒸汽灭菌器;
c) 处理放射性标记物的设备,定量测定液体样品和固体样品中 14C和 3H的仪器(例如液闪仪、样品氧化器);
d) 气体收集系统中挥发出的 14C和 3H捕集容器(在线活性碳捕集容器或与之相当的设备);
e) 对受试物和参比物进行定性、定量化学分析所需的分析仪器,如薄层色谱仪( TLC)、气相色谱仪( GC)、高效液相色谱仪( HPLC)、质谱仪( MS)等;
f) 用于 TLC(扫描)或 HPLC(在线)的 14C和 3H定量检测器。
7.2.2备选的实验室设备
a) 氧测定仪;
b) 带有电极和驱动阀的氧控制器;
c)  COD消化瓶;
d) 氮氨化试剂套;
e) 分光光度计。
7.3试验用污水
7.3.1试验用污水的选择
我国城镇污水的水质呈现明显的空间和时间变化特征,应根据模拟试验、风险评价的目标选择试验用污水的来源。对于评价具体地点污水管道系统的试验,污水应采自欲研究的污水管道系统。对于一般性评价,应主要采自生活污水管道系统,污水的生化需氧量( BOD)一般在 120mg/L~170mg/L之间,悬浮固体( SS)一般在 170 mg/L~240mg/L之间。
7.3.2试验用污水的采集、运输和贮存应从污水管道入口处或污水处理厂进水处采集污水,采集时应记录污水样品温度。采集容器应能充分曝气,并防止水温明显超过试验温度。在试验温度下贮存污水,并保持缓慢搅拌,不应冷藏保存。
7.3.3试验用污水的预处理
新采集的污水应去除其中的大颗粒,应测定污水中总悬浮固体( TSS)、 COD、pH和NH3(可选)。
通常,非生物降解对照组采用化学方法结合加热的方式进行灭菌处理。常用的有效方法是向污水中加入氯化汞( 1g/L),然后在大约 121℃和 0.1MPa(15磅/平方英吋)压力下高压蒸汽灭菌至少 90分钟。灭菌的污水体积一般为高压蒸汽灭菌容器容积的一半(例如, 1L容器中加入 500 ml污水)。冷却后,应测定非生物降解对照组的 pH值,并调节到与生物降解处理组相同的 pH值。为减少含汞危险废物,可考虑无汞替代方法进行灭菌。
7.4受试物准备
应采用蒸馏水配制受试物和参比物贮备溶液。适用时,可采用替代方法溶解或分散受试物,该方法应与其进入待测环境受体的方式一致。当受试物不溶于水或无适合的替代方法时,可使用与水互溶的无毒溶剂,但应考虑所加入有机溶剂产生的有机负荷(如增加的 TOC浓度)。受试物也可直接用纯品(即,无水)以能最大限度均匀和快速地分配于污泥的方式加入到试验系统中。对于难溶于水、易与污水中悬浮固体结合的受试物,可将其吸附于惰性固体载体上然后定量加入试验系统中。如果受试物无法在试验系统中均匀分布,可在试验开始前分别准备一系列独立的试验处理组容器,分别于各取样点(取样时刻)进行破坏性取样。
贮备溶液加入的体积应确保受试物在各处理组中快速、均匀地分布,以及相似浓度处理组间受试物加入量的准确一致性。使用水溶液时,受试物(或参比物)贮备溶液加入体积应在 2mL~10 mL之间,无毒溶剂加入量应< 0.1 ml/L。必要时,受试物(或参比物)贮备溶液可预先配制并冷藏贮存。贮存过程中,应用液闪计数仪( LSC)检查贮备溶液的有效性。
7.5试验条件
7.5.1试验温度
应在黑暗(首选)或散射光、可控的温度条件下培养,温度可为欲研究地方的污水实际温度,或实验室常规温度( 20℃~ 25℃)。各地污水温度可能相差较大,污水年平均温度大约在 10℃~ 20.1 ℃之间 [23]。
7.5.2搅动
为保持污水中的固体处于均匀悬浮状态,试验混合液应以持续混合或搅拌方式予以最低限度的搅动。
7.6试验持续时间
试验持续时间应足以评价受试物在污水管道系统中停留期间的生物降解程度和降解率。为获得额外的数据点,更好地估测动力学常数或评价试验条件下的降解特性,可适当延长试验持续时间。相反,如果降解已达到稳定期,可提前终止试验。
7.7试验处理组(试验容器)个数
每个试验浓度至少应设置一个非生物降解对照组( 1个试验容器)、一个受试物生物降解处理组( 1个生物试验容器)。每个生物降解处理组应设置平行(如 3个平行),以合理解释结果的变异性。但是,相比增加每个处理组的平行数,增加采样点数对于提高动力学数据的质量更为有效。
8试验程序
8.1受试物(或参比物)的添加
试验开始时,打开试验容器的密封盖,在持续搅拌下将受试物定量加入到各处理组中。宜在气 -水界面下以逐步添加的方式加入受试物,以保证受试物均匀分布到试验污水混合液中。生物降解处理组和非生物降解对照组以同样的方式加入受试物。通常,先制备生物降解处理组系列,然后制备非生物降解对照组系列。对于动力学分析,准确的试验时间对于生物降解处理组比非生物降解对照组更关键。
8.2取样时间
依据已有的生物降解数据或预试验结果确定取样间隔,本标准不统一规定取样时间。对于能快速降解的受试物,推荐的取样时间为 15 min、30 min、60 min、2h、5h、8h、12 h、24 h,也可在 2d、3d和4d后另外取样。依据预试验结果,取样时间点应至少为 6个(包括 0时刻)。对于缓慢降解的受试物,应调整取样时间,以便能得到足够反映降解过程的有效数据。
8.3受试物矿化率的测定
8.3.1 14CO2间接测定法
从每个处理组中平行采集样品(例如 1 mL),分别加至含有足量酸溶液(例如浓度为 0.1 mol /L的盐酸 1mL)的样品瓶中,使样品 pH值降到 2以下,然后置于通风橱中。
样品用空气吹扫数小时或放置过夜,使溶解的 14CO2从样品中扩散出来,同与样品基质匹配的闪烁混合液混合并进行 LSC分析。由生物降解处理组和非生物降解对照组样品产生的 14CO2总量差,计算得出受试物矿化的百分比。
8.3.2 14CO2直接测定法
14CO2释放量:将捕集容器系列中的第一级碱性捕集容器取下并密封,防止空气中 CO2进入。余下的捕集容器顺序前移,并在最后加配一级新的捕集容器,尽快重新连接捕集系统。从取下的碱性捕集容器取不同重复的子样品(例如 1 mL)分别转移到闪烁管中,同与样品基质匹配的的闪烁混合液混合并进行 LSC分析。
14CO2溶解量:从试验瓶的取样口采集一定量的液体样品(如 10 mL~25 mL),置于含有适当 CO2吸收剂(例如 1.5 mol/L的氢氧化钾溶液)的容器内。样品中加入足量的酸(例如 6 mol/L的盐酸)使其 pH值降至 2以下,密封容器(见附录 A的图 A.3),并放置足够长的时间(如过夜),使 CO2从溶液中扩散至顶部空间并被吸收剂吸收。取吸收后的吸收剂样品同与样品基质匹配的闪烁混合液混合并进行 LSC分析。
8.3.3 3H2O间接测定法
从每个处理组中平行采集样品(例如 1 mL)分别放至含有足量酸溶液(如浓度为 0.1mol /L的盐酸 1 mL)的样品瓶中,使样品 pH值降至 2以下,置于通风橱中。
取其中的 1/2样品,立即用 LSC直接分析用于“湿测定”。剩余的 1/2样品完全干燥后释放出 3H2O,然后将样品同与样品基质匹配的闪烁混合液混合,并进行 LSC分析。 3H2O百分比由湿、干样品中的液闪计数之差和受试物初始加入的放射性剂量计算得出。
8.4污水中总放射性测定
分别从各平行容器取少量样品(例如 1 ml)用 LSC直接分析,定量测定不同时刻各处理组中的剩余放射性,以验证提取样品中的放射性回收率是否可接受,并监测挥发作用的损失量。这些样品中的总固体不应超过 30mg干重,以避免计数有效性问题。
8.5母体受试物和降解产物的测定
8.5.1萃取
从非生物降解对照组和生物降解处理组中分别采集样品,具体的采样体积依据试验浓度、放射性比度和分析方法的灵敏度确定,一般不低于 10mL。
样品的萃取和浓缩可采用多种方法。例如,对于非挥发性受试物,有效的提取方法包含快速冷冻样品、冻干后用适当溶剂从干渣中萃取母体和降解产物。快速冷冻可迅速停止生物活性、并保证不发生水解或使不稳定受试物变化的其它情况。如果干冰 /丙酮或液氮浴锅具有可浸没样品管的足够深度,快速冷冻是一个快速有效的方法。浴锅中的液面应超出试管中样品的水平面。对冻干后的固体进行萃取,通过离心或过滤从萃取液中回收萃取后的固体。如果采用过滤的方法回收固体,过滤器应与溶剂类型(例如水相或非水相)相容。萃取液在分析前可通过蒸发浓缩,然后采用 LSC测定各萃取液中的总放射性。
对于挥发性受试物,样品能通过过滤和串联的固相萃取( SPE)柱或固相萃取( SPE)盘,然后用适当的溶剂洗提回收母体受试物和降解产物;也可离心样品,通过固相或液液萃取从离心液中萃取母体受试物和降解产物。固体可直接萃取或与干燥剂(例如硫酸钠)混合干燥后用适当溶剂系统萃取。另一种方法是固体提取后,使溶剂通过含有干燥剂的柱子干燥提取液。有些情况下,可用适当的溶剂系统直接萃取整个液体样品,然后过滤回收生物固体。通过 LSC测定萃取液中的总放射性。当受试物或降解产物具有挥发性时,在浓缩萃取液时应小心处理,避免损失。
也可采用其它方法,但对于所有方法,应在报告中说明回收率和终止生物活性所用的时间、动力学分析的时间因子。
8.5.2母体受试物和降解产物的分析
萃取液中母体受试物和降解产物的相对丰度可通过薄层色谱( TLC)、高效液相色谱( HPLC)或其它具备放射性检测能力的分析技术进行测定。
如果有足够灵敏度的定量分析方法,能代替同位素标记方法,通过测定受试物和降解产物的总残留浓度来评价初级生物降解性。通常,对于未标记受试物,仅跟踪测定母体受试物在水相中的消解是可评价初级生物降解性的。
8.5.3降解产物的鉴别
如有可信的标准品存在,应鉴别未知峰的色谱行为是否为预测的降解产物的色谱峰。通常,降解产物的产生量与浓度无法直接用其它方法测得。依据色谱行为,通常可判断代谢产物是否比母体受试物具有较强的或是较弱的极性。综合该信息、已知的生化反应、生物降解过程中代谢产物产生和消失的信息,可作为推测降解产物特性的补充性基础资料。必要时,使用配置在线放射性检测器的 HPLC(如 GB/T 21852[24]来预测主要降解产物的 Pow。
8.5.4萃取残渣和生物质结合态的测定
采用燃烧残渣的方法测定固体中剩余的放射性含量。生物降解处理组高于非生物降解对照组固体中的放射活性水平表明受试物与生物质形成了结合态。这些放射活性在不同生物质组分(例如核酸、蛋白质和细胞壁)间的分布可通过改进的 Sutherland和Wilkinson程序估测 [7][25]。
8.5.5挥发放射活性的测定
对于挥发性受试物,用适当溶剂萃取挥发物捕集器,萃取液中的放射活性用 LSC分析。萃取液中母体受试物和降解产物的相对丰度可用上述相关方法测定。
9质量保证与质量控制
9.1质量平衡
用非生物降解对照组的质量平衡来确认试验系统中母体受试物的回收率。在正式试验前宜通过简单的消解预实验,找到母体受试物和降解产物的有效提取方法。试验基质中目标物的回收率应为 85%~ 110%,但这个范围不应作为判别试验可接受的标准。如果非生物降解对照组中初始样品的母体受试物回收率在该回收率标准范围内,表明样品提取方法是有效的。如果非生物降解对照组中受试物的回收率低于上述标准,可能是由于提取率低、器皿吸附或化学降解等因素所致。
对于放射性标记的受试物,非生物降解对照组和生物降解处理组中每个样品的放射性总回收率通常应在 75%~115%之间,每组所有样品的平均值通常应在 85%~110%之间。同样,该回收率范围不应作为判别试验可接受的标准。如果非生物降解对照组的质量平衡在目标范围内,但是在生物降解处理组试验系统中却显著低于这个范围,可能是由于未有效捕集 14CO2、降解产物,也可能是降解产物挥发或被器皿吸附所致。
如果非生物降解对照组样品的化学分析表明试验过程中母体受试物保持稳定,生物降解处理组中受试物的降解可归于微生物作用。如果非生物降解对照组分析结果显示母体受试物随时间而减少,那么生物降解处理组中受试物的降解可能包括非生物降解的作用。如果样品制备过程没有导致损失(样品提取方法有效),比较非生物降解对照组和生物降解处理组中检测到的母体受试物的降解率和代谢产物产生量,可评估生物解降处理组中生物降解与化学降解作用的大小。
9.2分析方法的灵敏度
必要时,受试物及转化产物的分析方法检出限( LOD)应小于或等于添加的受试物初始浓度的 1%。定量限( LOQ)尽可能小于或等于初始浓度的 3%。
9.3参比物结果
当使用参比物时,参比物的分析结果应与掌握的资料相近。
10数据与报告
10.1数据绘图
记录并在报告中说明每个样品准确的培养时间,包括试验结束时间。对每个采样点,应报告标记受试物以母体、降解产物和与固体结合形式回收的放射性百分比、以及累积矿化量和总质量平衡。如可能,将生物降解处理组和非生物降解对照组中的这些百分比分别对时间作图。
10.2动力学分析(可选)
有些情况下,可用动力学模型分析试验结果,包括母体和产物的去除模型、矿化(例如 14C或3H2O)模型,其中最常用的是一级动力学模型。大多数暴露评估模型(例如 EUSES,Simple Treat)使用一级速率常数作为关键输入参数。
一级模型假设反应速率常数仅与受试物浓度有关。当受试物浓度低于试验系统中的最大生物降解量时,存在真一级条件。当受试物浓度大于最大生物降解量时,可能仍适用一级函数,但这些准一级速率将低于真一级速率。这种情况可能源于分析方法的限制或者仅为了反映实际污水中化学品的浓度,而采用较高的浓度进行测试。
当降解规律符合指数方程,并且降解开始前无停滞期,可将降解或产物的数据用一级模型拟合分析。这种情况下,应用非线性回归法,受试物母体的残留百分比对于时间的函数可拟合成一元或二元一级消解函数,如下式所示:
.k1t
y . Ae ………………………………………………………… (1)
.k1t .k2t
y . (Ae ) . (Be ) ………………………………………………… (2)
式中 :
y——t时刻母体受试物残留百分率;
A——一级速率常数为 k1时的降解百分比;
B——一级速率常数为 k2时的降解百分比。
该拟合曲线可通过市售的统计或曲线拟合软件中的非线性方法得到。当试验系统中生物降解过程包括受试物不同作用(例如溶解的和吸附的)的两个阶段,并呈现出不同的生物降解速率时,适用二元模型。
同样地,可用一元或二元一级产物模型拟合矿化数据,具体如下式所示:
.k1t
y . A(1.e) ……………………………………………… (3)
.k1t .k2t
y . A(1 . e) . B(1 . e)…………………………………… (4)
式中 :
y——t时刻受试物(或降解产物)矿化百分率;
A——一级速率常数为 k1时受试物(或降解产物)的矿化百分比;
B——一级速率常数为 k2时受试物(或降解产物)的矿化百分比。
有些情况下,生物降解尤其是母体受试物的消解可能迅速发生,以至于生物降解处理组中不能测定真正的零时刻。这时,非生物处理组得到的数据可作为表示动力学分析的零时刻。
进行一级动力学分析时,可分别根据每个阶段( A或B)估计的一级速率常数( k1或k2),按下式计算出相应的半衰期( t0.5):
t0.5 .. ln 2 / k ………………………………………… (5)
测得的数据也可用其它模型拟合,如莫诺特( Monod)动力学模型或其它增长模型。生物降解动力学的其它详细信息可参照关于降解动力学的欧盟 FOCUS工作组的报告 [20]。当受试物的生物降解遵循一级动力学方程时才可计算得到半衰期;否则,若测得 50%及90%降解水平时,应报告 50%降解时间(DT50)和90%降解时间( DT90)。这些值可直接测定或通过标准内插法估测。
当采用模型分析数据时,应报告拟合模型的方程和相关软件的信息。应提供相关系数( r2)、 F值(适用时)和用实际数据的拟合曲线图。报告估测的速率常数( k1或k2)和其它参数( A、B)及其标准误差。
图 1数据的线性关系作图示例(残留放射性随时间的变化)
图 2数据的半对数坐标图示例(残留放射性的对数随时间的变化)
10.3试验报告
试验报告应明确说明试验类型,还应包括以下内容(适用时):
a) 受试物和参比物: .通用名、化学名、 CAS号、结构式及相关的物理化学特性; .用来鉴别和定量测定转化产物的标准物的化学名、 CAS号、结构式及相关的物理化学特

性;
.受试物和参比物的纯度和其中已知杂质的性质;
.同位素标记化学物质的放射化学纯度和比放射性强度;
.分子中放射性标记原子的位置。


b) 环境样品: .环境样品来源,包括地理位置,对受试物及结构相似物质的暴露历史或现状的相关信息; .受试物环境浓度预测方法; .采样时间和实地条件; .温度、 pH值、溶解氧( DO)和氧化还原电位; .悬浮物浓度( SS)、生化需氧量( BOD)、化学需氧量( COD)和总有机碳( TOC)或
溶解性有机碳( DOC); .从采样到实验室试验之间的时间间隔,样品储存条件、储存时间及试验开始前的预处理。
c) 试验条件:
.试验开始的日期;
.受试物和参比物的试验用量,试验浓度;
.受试物的添加方法(包括使用溶剂的情况);
.培养条件,包括光照、曝气类型、温度;
.分析技术和放射性测定分析的信息;
.平行的个数。

d)试验结果: .分析方法的精密度和灵敏度,包括检出限( LOD)和定量限( LOQ); .以表格方式列出各个采样时间和处理组中每一个分析方法的回收率和放射性剂量分布; .各处理组中所有时间点的平均质量平衡率及标准偏差; .数据分析、预测生物降解率所用的程序和模型; .生物降解率和相关参数及相对标准误差、测定的相关系数( R2)和选择模型的 F统计分析; .所有主要转化产物鉴定或定性分析结果,提出的降解转化过程的途径(适用时); .结果讨论。

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