沈曉莉，趙芝清，2，范 蕊，江建國，徐天有

（1. 衢州學院 化學與材料工程學院，浙江 衢州 324000；2. 浙江大學 環(huán)境與資源學院，浙江 杭州 310058；3. 江山市環(huán)保局，浙江 江山 324100）

2，5-二氟硝基苯的厭氧降解特性

沈曉莉1，趙芝清1，2，范 蕊1，江建國3，徐天有1

（1. 衢州學院 化學與材料工程學院，浙江 衢州 324000；2. 浙江大學 環(huán)境與資源學院，浙江 杭州 310058；3. 江山市環(huán)保局，浙江 江山 324100）

考察了2，5-二氟硝基苯（2，5-DFNB）的厭氧降解特性及F-對其厭氧降解過程的影響。實驗結果表明：當初始2，5-DFNB質量濃度為5～100 mg/L時，隨著降解時間的延長，2，5-DFNB對厭氧消化產甲烷的抑制效應逐漸減弱直至消失；在厭氧降解過程中，2，5-DFNB的降解基本無延滯期，但僅發(fā)生了硝基轉化，并未實現還原脫氟；2，5-DFNB的厭氧降解動力學符合Andrews模型， 最大比降解速率、底物飽和常數、 底物抑制常數分別為5.9 mg/ （g·h），67.7 mg/L，1 299.6 mg/L；質量濃度為10～80 mg/L的F-對2，5-DFNB厭氧降解過程影響甚小，而質量濃度大于100 mg/L時則產生了較嚴重的抑制作用。

厭氧生物處理；2，5-二氟硝基苯；產甲烷作用；生物降解；F-

氟代硝基苯類污染物具有“三致性”、“脂溶性”和“遷移性”。因氟原子半徑小，電負性高，C—F鍵能強等特性［1］，氟代硝基苯比硝基苯、氯代硝基苯更難生物降解［2-3］。厭氧生物處理技術是硝基苯類化合物的主要降解途徑，當前的研究報道主要針對硝基苯和氯代硝基苯［4-5］，而甚少涉及氟代硝基苯［6］。氟代硝基苯的合成通常采用鹵素交換氟化法，即在催化劑存在下，氟化鉀與相應的氯代硝基苯進行親核取代反應［7］，從而易導致生產廢水中氟代硝基苯與F-共存。相關研究表明，F-對水解酸化菌、產甲烷菌和反硝化菌均具有抑制作用［8］。由此推測，氟代硝基苯的厭氧降解過程極可能受到F-的影響。

本工作以2，5-二氟硝基苯（2，5-DFNB）為模擬污染物，重點考察2，5-DFNB的產甲烷抑制效應、厭氧降解特性、降解動力學及F-的影響，不僅可為氟代硝基苯的快速厭氧降解提供技術參考，也可為正確評價此類化合物在厭氧環(huán)境中的歸宿提供依據。

1 實驗方法

1.1 實驗材料

厭氧顆粒污泥：取自嘉興某造紙污水處理廠厭氧池，粒徑為0.9～4.0 mm，VSS/SS為0.65。實驗開始前，用COD約為2 400 mg/L的蔗糖液體培養(yǎng)基對厭氧顆粒污泥連續(xù)培養(yǎng)1個月，比產甲烷速率達75.46 mL/（g·d）。

蔗糖液體培養(yǎng)基：蔗糖 3 g，NH4Cl 190 mg，KH2PO445 mg，NaHCO31 500 mg，CaCl26.00 mg，MgCl2·6H2O 4.00 mg，FeCl3·4 H2O 2.00 mg，微量元素液［9］1 ml，蒸餾水1 000 mL，pH 7.0～7.2。

磷酸緩沖液：KH2PO41.36 g， 0.1 mol/L NaOH溶液79 mL，用水稀釋至200 mL，pH=7.4。

2，5 -DFNB模擬廢水：蔗糖 5 g，NaHCO34 000 mg，NH4Cl 380mg，KH2PO485mg，微量元素液［9］1 mL，2，5-DFNB 25 mg，蒸餾水1 000 mL，pH 7.0～7.2。

蔗糖溶液：蔗糖質量濃度為 0.5 g/L。

1.2 2，5- DFNB的產甲烷抑制效應實驗

分別取3.5 g厭氧顆粒污泥（經pH= 7.4的磷酸緩沖液清洗）和120 mL含2，5-DFNB的蔗糖液體培養(yǎng)基放入300 mL血清瓶中，使初始COD和VSS分別約為2 400 mg/L和2 600 mg/L，調節(jié)進水pH至7.2±0.2。充氮氣5 min后立即密封，置于搖床上以溫度（30 ± 2）℃、轉速150 r/min振蕩培養(yǎng)，定時取樣測定甲烷的體積?；趯嶋H廢水中氟代硝基苯濃度水平設置5個2，5-DFNB濃度（5，10，25，50，100 mg/L），每個濃度設3個平行樣。同時設不含2，5-DFNB的對照組。

以產甲烷相對活性（RA，%）表征2，5-DFNB對產甲烷的抑制效應。RA的計算方法見式（1）［10］。

式中：Vt為某時刻受試組產甲烷體積，mL；Vc為相同時刻對照組產甲烷體積，mL。RA為0～40%，40%～75%和75%～95%分別表示重度抑制、中度抑制和輕度抑制［10］。

1.3 2，5-DFNB的厭氧降解特性

于2個含2 L 2，5-DFNB模擬廢水的2.5 L血清瓶中接種一定量厭氧顆粒污泥，初始COD和VSS均約為4 000 mg/L。于（30±2）℃下培養(yǎng)，每天手動振蕩2次，每次10 min。每7 d向血清瓶中注射10 mL COD約為400 g/ L的蔗糖溶液和一定量NaHCO3維持pH中性。用注射器于投加蔗糖溶液前后分別各取5mL上清液，測定pH及 2，5- DFNB、F-質量濃度。

1.4 2，5-DFNB的厭氧降解動力學

所用厭氧顆粒污泥取自1.3節(jié)實驗后的血清瓶，設置了9個濃度梯度（25，50，100，150，200，250，300，350，400 mg/L），實驗步驟同1.3節(jié)。

采用一級動力學方程考察2，5-DFNB在降解過程中質量濃度隨時間變化的規(guī)律，一級動力學方程見式（2）。

式中：ρt為t時刻2，5-DFNB的質量濃度，mg/L；ρ0為2，5-DFNB的初始質量濃度，mg/L；k為降解速率常數，h-1；t為降解時間，h。

采用Andrews抑制模型［11］模擬2，5- DFNB的降解過程，見式（3）。

式中：ri為2，5-DFNB的比降解速率，mg/（g ·h）；rmax為最大比降 解速率，mg /（ g · h）；ρ為2，5-DFNB的初始質量濃度，mg/L；Ks和Ki分別為底物飽和常數和底物抑制常數，mg/L。

1.5 F-對2，5-DFNB厭氧降解的影響

根據GB 8978—1996《綜合污水綜合排放標準》［12］中的氟化物允許排放濃度和相關研究報道，考察低濃度（10，40，80 mg/L）及較高濃度（100，200，400，800 mg/L ）的F-對不同濃度2，5-DFNB厭氧降解的影響，實驗步驟同1.3節(jié)。

1.6 分析及統(tǒng)計方法

甲烷的測定采用氣相色譜法［13］；SS和VSS的測定采用重量法［14］107-108；COD的測定采用重鉻酸鉀法［14］210-213；揮發(fā)性脂肪酸（VFAs）的測定采用比色法［15］；F-的測定采用氟離子電極法［16］；2，5-DFNB及其轉化產物2，5-二氟苯胺（2，5-DFA）、苯胺的測定采用高效液相色譜法［9］。

采用Origin 8.0和SPSS 13.0軟件進行數據分析，用單因素方差法進行顯著性差異分析。

2 結果與討論

2.1 2，5-DFNB對產甲烷的抑制效應

2，5 -DFNB對產甲烷相對活性的影響見表1。由表1可見：當初始2，5-DFNB質量濃度小于25 mg/L時，經12 h降解，RA達到40%以上，而48 h降解后RA逐步回升至與對照組接近；當初始2，5-DFNB質量濃度為50～100 mg/L時，經12 h降解后，RA＜40%，48 h降解后抑制作用減弱。說明不同濃度2，5-DFNB的產甲烷抑制效應差異明顯，初始濃度越高抑制作用越強，但隨著降解時間的延長，產甲烷抑制效應逐漸減弱?？赡茉驗椋簠捬鯒l件下2，5-DFNB轉化為2，5-二氟苯胺（2，5-DFA），而氟代苯胺類化合物對產甲烷的半抑制濃度約為氟代硝基苯類化合物的兩個數量級［10］。

表1 2，5-DFNB對產甲烷相對活性的影響 RA，%

2.2 2，5-DFNB的厭氧降解特性

基于上述抑制效應研究結果，選取初始質量濃度為25 mg/L的2，5-DFNB進行厭氧生物降解實驗。2，5-DFNB質量濃度隨降解時間的變化見圖1。由圖1可見，2，5-DFNB可在6 h內完全轉化生成2，5-DFA，且在后續(xù)降解過程中未檢測到苯胺和F-，表明在厭氧條件下難以實現還原脫氟。

圖1 2，5-DFNB質量濃度隨降解時間的變化

2.3 2，5-DFNB的降解動力學

不同初始濃度2，5-DFNB的降解曲線見圖2。由圖2可見：在初始質量濃度為25～400 mg/L時，2，5-DFNB的降解基本無延滯期，說明2，5-DFNB在厭氧條件下能快速降解；但隨著初始質量濃度增大，2，5-DFNB完全降解所需的時間逐漸延長。

圖2 不同初始濃度2，5-DFNB的降解曲線

采用式（2）對圖2中的實驗數據進行擬合，得2，5-DFNB的降解動力學參數，見表2。

表2 2，5-DFNB的降解動力學參數

由表2可見，隨著初始質量濃度的增加，降解速率常數下降，半衰期從1.30 h-1增加至28.75 h-1，R2較大，符合高濃度底物抑制的酶促反應類型。

經式（3）擬合求得動力學參數rmax、Ks和Ki分別為5.9 mg /（ g ·h）、67.7 mg/L和1 299.6 mg/L。

2.4 F-對2，5-DFNB厭氧降解的影響

2.4.1 較低濃度F-的影響

較低濃度F-對2，5-DFNB厭氧降解的影響見表3。由表3可見，當F-質量濃度為10 mg/L和40 mg/L時，相比對照組，不同濃度2，5-DFNB的降解速率常數和半衰期并沒有顯著變化；當F-質量濃度為80 mg/L時，不同濃度2，5-DFNB的降解速率常數均略低于對照組，半衰期則明顯高于對照組，可見F-對其厭氧降解產生了輕微的抑制作用。

表3 較低濃度F-對2，5-DFNB厭氧降解的影響

2.4.2 較高濃度F-的影響

較高濃度F-對2，5-DFNB厭氧降解的影響見圖3。由圖3可見：當F-質量濃度為100 ～800 mg/L時，隨著F-質量濃度的增加，2，5-DFNB的降解速率常數減小，半衰期增大，說明100～800 mg/L的F-對2，5-DFNB的厭氧降解具有明顯的抑制作用；當F-質量濃度小于200 mg/L時，2，5-DFNB的降解速率常數下降明顯，而當F-質量濃度大于200 mg/L時，2，5-DFNB的降解速率常數和半衰期變化趨勢較小，這與徐麗麗等［17］報道的F-對厭氧顆粒污泥產甲烷過程的抑制作用結果相似。

為了探究F-對2，5-DFNB厭氧降解的抑制機理，實驗結束后取水樣進行了VFAs分析。分析結果表明，當F-質量濃度分別為0，100，200，400，800 mg/L時，水樣中殘留VFAs的質量濃度分別為（204.83±4.92），（420.55±31.27），（672.55± 59.05），（952.89±59.05），（973±98.41）mg/L?？梢?，當F-質量濃度大于100 mg/L時，厭氧消化過程受到了抑制，從而導致了VFAs累積，產生了酸化現象，進而影響了2，5-DFNB的厭氧降解速率。Ochoa-Herrera等［8］報道了F-對丙酸、丁酸和乙酸降解菌的半抑制質量濃度為18～43 mg/L；而在本研究中，小于40 mg/L的F-并未對2，5-DFNB的厭氧降解過程產生抑制，可能是因采用的微生物量較高（VSS為（2 683.1±74.67）mg/L），也可能是因微生物種群結構不同，有待后續(xù)展開深入研究。

3 結論

a）當初始2，5-DFNB質量濃度為5～100 mg/L時，其對厭氧消化產甲烷的抑制作用可通過延長降解時間而消除；

b）在厭氧條件下，2，5-DFNB可快速實現硝基還原，其厭氧降解動力學符合Andrews抑制模型，但難以實現還原脫氟；

c）當F-質量濃度為10 mg/L和40 mg/L時，2，5-DFNB的厭氧降解過程幾乎不會受到抑制；當F-質量濃度為80 mg/L時，2，5-DFNB的厭氧降解過程受到了輕微抑制；而當F-質量濃度為100～800 mg/L時，2，5-DFNB的厭氧降解過程受到明顯抑制。因此，生產廢水中的F-應先經預處理降至小于100 mg/L。

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（編輯 葉晶菁）

Anaerobic biodegradation characteristics of 2，5-difluoronitrobenzene

Shen Xiaoli1，Zhao Zhiqing1，2，Fan Rui1，Jiang Jianguo3，Xu Tianyou1
（1. College of Chemical and Material Engineering，Quzhou University，Quzhou Zhejiang 324000，China；2. College of Environment and Resource Sciences ，Zhejiang University，Hangzhou Zhejiang 310058，China；3. Environmental Protection Agency of Jiangshan，Jiangshan Zhejiang 324100，China）

The anaerobic biodegradation characteristics of 2，5-dif l uoronitrobenze （2，5-DFNB）and the effect of F-on the process were researched. The experimental results showed that：When the initial mass concentration of 2，5-DFNB was 5-100 mg /L，the inhibiting effect of 2，5-DFNB on methanogenesis was decreased gradually and disappeared fi nally with the extending of degradation time；During acclimation，2，5-DFNB could transform into corresponding fl uoroaniline without any lag， but not reductive def l uorination；The degradation kinetic data fi tted the Andrews model well with 5.9 mg/（g·h）of maximum specif i c degradation rate，67.7 mg/L of substrate saturation constant and 1 299.6 mg/L of substrate inhibition constant；The inhibiting effect of F-with 10-80 mg/L of 2，5-DFNB mass concentration on the anaerobic biodegradation process was small，but that with over 100 mg/L was great.

anaerobic biological treatment；2，5-dif l uoronitrobenze；methanogenesis；biodegradation；F-

X703.1

A

1006-1878（2017）03-0320-05

10.3969/j.issn.1006-1878.2017.03.012

2016 - 12 - 23；

2017 - 03 - 13。

沈曉莉（1980—），女，浙江省金華市人，碩士，講師，電話 13587008530；電郵 sxlhgx@163.com。

衢州市科技局項目（2015Y010，2015Y012）；衢州學院中青年學術骨干項目（XNZQN201505，XNZQN201506）；衢州學院科研啟動經費項目（BSJX201601）。