c) Phương pháp sử dụng chủng nấm sinh tổng hợp laccase để loạimàu thuốc nhuộm
1.3.3. Phương pháp phânhủy sinh học xử lý dioxin và các hợp chất hữu cơ
Phân hủy sinh học hay tái tạo môi trường (Bioremediation) là q trình xử lý sinh học có sử dụng các chủng vi sinh vật để phân hủy các chất ơ nhiễm có trong đất. Phân hủy sinh học bằng cách bổ sung các chủng vi sinh vật như vi khuẩn và nấm để phân hủy các chất ô nhiễm được gọi là Bioaugumentation cịn
Biostimulation (kích thích sinh học) là q bổ sung dinh dưỡng, thay đổi các điều
kiện môi trường để tăng số lượng và hoạt tính của cộng đồng vi sinh vật bản địa tồn tại trong đất để chúng phân hủy chất ô nhiễm. Khi sử dụng thực vật để tích lũy các chất ơ nhiễm trong đất gọi là Phytoremediation [58].
Phương pháp khử độc bằng phân hủy sinh học được xem là khắc phục được các hạn chế của các phương pháp hóa học và lý học. Phương pháp này khử độc một
cách triệt để, không gây ô nhiễm thứ cấp cũng như không ảnh hưởng đến môi trường sinh thái. Phương pháp này được gọi là “công nghệ xanh”. Tuy nhiên, phương pháp này có nhược điểm là thời gian xử lý dài.
Phân hủy sinh học được tiến hành theo hai cách thức. Phân hủy sinh học in
situ và ex situ. Ex situ lấy chất ô nhiễm từ vùng ô nhiễm ban đầu để xử lýý́ ở nơi khác,
còn in situ là xử lý ô nhiễm tại chỗ.
Phân hủy sinh học in situ sử dụng những kỹ thuật khác nhau để giảm tối đa các tác động vào vùng ô nhiễm. Với các kỹ thuật này, không cần phải đào xúc vùng ô nhiễm cũng như các hệ thống bơm xử lý phức tạp trên quy mơ sâu và rộng, do đó góp phần hạ giá thành và có thể giải quyết các vấn đề tồn tại trong những cách tiếp cận khác. Hầu hết q trình in situ kích thích quần xã VSV bản địa, hoạt hóa khả năng trao đổi chất và khả năng phân hủy chất ơ nhiễm của chúng. Có thể chia phân hủy sinh học in situ làm ba nhóm chính là kích thích sinh học, làm giàu sinh học và xử lý kỵ khí. Cách phân chia này chỉ có ý nghĩa tương đối, trên thực tế có thể tiến hành kết hợp các phương pháp nhằm thu hiệu quả xử lý tối đa.
Trên thế giới, phương pháp khử độc bằng phân hủy sinh học đã thành công trên các đối tượng khác nhau như tricloethylen, perchloroethylen, các hợp chất polychlorinated biphenyl, benzen, toluen, ethylbenzen, xylen, các hợp chất hydrocacbon đa nhân thơm, các loại thuốc trừ sâu v.v [131].
1.3.3.1. Phân hủy 2,4-D, 2,4,5-T, dioxin và các hợp chất tương tự bởi laccase a) Phân hủy 2,4-D; 2,4,5-T và các chất tương tự
Enzym đã được nghiên cứu phân hủy và phân hủy sinh học PCB. Khi sử dụng 2,5-Dichlorobiphenyl (PCB 9) và 2,2,5,5-tetrachlorobiphenyl (PCB 52) là các chất điển hình để nghiên cứu hiệu quả và cơ chế phân hủy của các quá trình trên cho thấy, khi sử dụng enzym horseradish peroxidase (HRP) cùng với một lượng vừa đủ H2O2 đã phân hủy được tới 90% nồng độ ban đầu PCB9 và 55% nồng độ PCB 52 trong mơi trường dịch sau 220 phút. Q trình loại khử clo đã quan sát được ở bước đầu của quá trình phân hủy. Mặc dù các chất trao đổi chất đã được xác định là các chlorinated hydroxybiphenyls, benzoic acids và non-substituted 1,10-biphenyl cũng xuất hiện với nồng độ cao các đồng loại chlorinated biphenyl [131].
Khi nghiên cứu khả năng của laccase trong việc phân hủy 2,4-DBP, 2,4,6- TBP ở điều kiện bình thường, cho thấy OH-PBDEs (Hydroxylated polybrominated
diphenyl ethers) được tạo thành từ quá trình phân hủy 2,4-DBP và 2,4,6-TBP. Các chất 2′-OH-BDE68, 2,2′-diOH-BB80 và 1,3,8-TrBDD được chứng minh là các sản phẩm được hình thành từ quá trình phân hủy 2,4-DBP và 2′-OH-BDE121; 4′-OH- BDE121 là sản phẩm từ quá trình phân hủy 2,4,6-TBP. Việc tạo thành các OH- PBDEs gần như là kết quả gắn kết các gốc bromophenoxy được tạo thành từ quá trình xúc tác oxy hóa của laccase đối với 2,4-DBP hoặc 2,4,6-TBP [76].
Laccase có thế oxy hóa khử thấp nên nó chỉ có thể phân hủy trực tiếp với các hợp chất phenol, nó khơng thể oxy hóa hầu hết các hợp chất vịng thơm bền vững gồm các loại thuốc diệt cỏ, do đó các chất gắn kết sẽ đóng vai trị như là electron kết nối giữa laccase và các hợp chất mục tiêu qua đó mở rộng phổ cơ chất bị oxy hịa bởi laccase. Hệ laccase-chất gắn kết (tự nhiên hoặc nhân tạo) đã được sử dụng để phân hủy nhiều các chất ô nhiễm khác nhau. Khả năng phân hủy của laccase đối với isoproturon chỉ đạt dưới 10% sau 24h ở 300C với hoạt tính laccase trong khoảng từ 0,1 đến 0,5 U/ml, kết quả này cũng phù hợp với nghiên cứu trước đó về khả năng của laccase trong việc phân hủy chất diệt cỏ. Theo nghiên cứu của Torres-Duarte và cộng sự, khơng có phản ứng khi nghiên cứu phân hủy 12 loại thuốc trừ sâu chứa halogen bởi laccase mà khơng có mặt chất gắn kết, số liệu thu được là do có sự tồn tại của các nhóm halogen trong cấu trúc phân tử của chúng [79].
b) Phân hủy dioxin và các chất tương tự
Các enzyme ngoại bào trong đó có laccase đã nhận được sự quan tâm to lớn của các nhà khoa học do khả năng của chúng có thể oxy hóa một số các chất ơ nhiễm bền vững trong môi trường. Chi tiết về khả năng phân hủy dioxin được xúc tác bởi laccase còn hạn chế. Các nghiên cứu trước đây cho thấy, laccase của lồi Polyporus versicolor oxy hóa khơng đáng kể đồng loại 2,3,7,8-TCDD, trong khi đó laccase của loài
Trametes vesicolor và Pycnoporus cinnabarinus chuyển hóa được 2-hydroxy-
dibenzofuran. Hơn nữa, laccase của P. Cinnabarinusi chuyển hóa hydroxy diphenyl ether; 2-hydroxybiphenyl và loại clo của các chlorinated hydroxy biphenyl [149].
Nhận xét:
Như vậy, đến thời điểm hiện nay việc sử dụng enzyme ngoại bào nói chung, laccase nói riêng trong việc nghiên cứu phân hủy các chất diệt cỏ/dioxin cũng đã được tiến hành và đã thu được những kết quả bước đầu khả quan, tuy nhiên các nghiên cứu mới chỉ dừng lại ở phần ứng dụng một số enzyme nói chung và laccase nói riêng để
phân hủy các hợp chất chlorophenol. Cịn đối với dioxin thì các nghiên cứu về mức độ, cơ chế phân hủy chỉ mới dừng lại ở các đồng loại ít độc của PCDD và PCDF. Chưa có nhiều nghiên cứu về sự phân hủy các đồng loại độc của dioxin như 2,3,7,8-TCDD, hơn thế nữa chưa có nghiên cứu chi tiết về mức độ phân hủy hỗn hợp bởi dioxin, 2,4-D, 2,4,5-T, PAHs và các chất trao đổi chất do vi sinh vật bản địa tạo ra ở qui mơ phịng thí nghiệm và ở hiện trường ô nhiễm bởi laccase thật hay laccase-like.
1.3.3.2. Phân hủy 2,4-D, 2,4,5-T, dioxin và các hợp chất tương tự bởi nấm sinh tổng hợp enzym ngoại bào
Các chủng nấm được sử dụng trong phân hủy sinh học thường là các chủng nấm mục trắng và thuộc ngành nấm Basidiomycetes. Các chủng nấm này có khả năng độc đáo mà khơng tìm thấy ở các chủng vi sinh vật khác đó là khả năng khống hóa với phổ cơ chất rộng các chất ô nhiễm hữu cơ độc bằng việc sinh tổng hợp các hệ enzyme ngoại bào khơng đặc hiệu. Chủng vi khuẩn có khả năng phân hủy các chất ơ nhiễm hữu cơ ngang với các chủng nấm nhưng ít có khả năng đặc hiệu khi các chất ô nhiễm hữu cơ không phải là các chất dinh dưỡng để hấp thu. Bên cạnh đó, các chủng vi khuẩn khó có thể hoạt động khi các chất ơ nhiễm có độ độc cao hoặc chất ơ nhiễm có mức độ oxy hóa cao, như PCDD/F hoặc TNT do đó rất khó để các hệ enzyme của vi khuẩn có thể phát huy khả năng. Chủng nấm mục trắng sinh tổng hợp enzyme lignin có khả năng oxy hóa cao, hệ enzyme này phân hủy, khống hóa lignin và các hợp chất tương tự lignin. Với đặc tính ưu việt thú vi như vậy nên các hệ enzyme đại diện nấm đảm này được sử dụng để phân hủy các hợp chất hữu cơ trong đất [58].
a) Phân hủy 2,4-D, 2,4,5-T và các chất tương tự bởi nấm sinh tổng hợp enzyme
Các chất phenoxyacetic axit chứa clo như 2,4-D và 2,4,5-T được sử dụng là
các chất diệt cỏ, kích thích sinh trưởng ở thực vật và chất làm rụng lá. Các chất này còn là các chất gây đột biến và gây ra hàng loạt các biểu hiện liên quan đến hệ thần kinh, hơn thế nữa các chất này còn gây tác động lên hệ miễn dịch làm gia tăng các bệnh ung thư đối với động vật có vú [165].
Lồi nấm trắng T. versicolor và P. chrysosporium có khả năng phân hủy một số nhóm thuốc trừ sâu như simazine, dieldrin và trifluralin bởi khả năng sinh tổng hợp các loại enzyme ngoại bào khác nhau. Tuy nhiên, lồi P. chrysosporium có khả năng phân hủy hỗn hợp thuốc trừ sâu trên không phụ thuộc vào hoạt tính laccase.
Các nghiên cứu trước đây chủ yếu tập trung vào phân hủy các chất diệt cỏ nhóm phenoxyalkanoic acid bởi vi khuẩn, mặc dù sinh khối nấm trong đất được đánh giá là gần bằng với sinh khối của vi khuẩn và khả năng phân hủy các chất diệt cỏ nhóm phenoxyalkanoic acid bởi một số chủng nấm đã được biết. Theo nghiên cứu của Vroumsia và cộng sự về quá trình phân hủy 2,4-D và 2,4-dichlorophenol bởi một số chủng nấm được phân lập từ đất, gỗ mục chỉ ra rằng có sự tương đồng trong phân hủy 2,4-D bởi vi khuẩn với các giai đoạn chậm, giai đoạn tăng tốc và giai đoạn ổn định. Phân hủy 2,4-D và MCPA bởi một số chủng nấm là quá trình bẻ gãy liên kết ether để tạo thành các sản phẩm 2,4-dichlorophenol và 4-chloro-2- methylphenol, tuy nhiên cơ chế phân hủy này là chưa chắc chắn. Tuy nhiên, theo nghiên cứu của Faulkner và Woodcock, bước đầu tiêu trong quá trình phân hủy các hợp chất vịng thơm có clo của lồi Aspergillus niger là q trình hydroxyl hóa clo của vịng thơm. Theo nghiên cứu của Yadav và Reddy loài Dichomitus squalens và
Phanerochaete chrysosporium phân hủy 2,4-DCP là q trình oxy hóa và tách clo
để tạo thành chloro-p-benzoquinone và sau đó các q trình loại clo và các phản ứng mở vòng được diễn ra, kết quả cuối cùng là tạo thành CO2 [118].