鄭 瑩,牟 彪,王 萍,王亞娥,李 杰 (蘭州交通大學環(huán)境與市政工程學院,甘肅 蘭州 730070)

硝基苯(NB)被廣泛用于苯胺、染料、殺蟲劑等的制造,具有化學性質穩(wěn)定、難降解、高毒性等特點.生物法成本低,運行管理簡單,無二次污染,是處理NB廢水的理想方法之一[1].厭氧生物處理只能將NB還原為苯胺,需與其他方法聯(lián)用,才能在一定程度上降解 NB[2].硝基的吸電子性使苯環(huán)電子云密度下降,氧化酶的親電子性攻擊受阻,導致NB好氧降解較難進行[3].利用微生物較強的適應性及可變異性,從 NB馴化完成的活性污泥系統(tǒng)中篩選出一株或多株 NB降解菌可有效降解 NB[4～6].但該法馴化周期長[7],菌株篩選過程相對復雜,隨機性較大,且單株菌或多株菌對 NB的降解效果遠不及具有復雜生物相的污泥體系[8].

通過投加功能性載體,利用載體與微生物之間的相互作用強化微生物降解能力的技術操作簡單,易于工程化應用,成為近年來的研究熱點[9-10].海綿鐵是一種成分與鐵屑相似、Fe0含量很高的多孔物質,具有比表面積大、比表面能高等特點[11].研究表明[12-14],向Fe0反應體系中曝氣(簡稱Fe/O2體系),利用O2還原生成H2O2,繼而可在常溫、常壓、較寬pH值范圍(3～8)內產生·OH 等強氧化劑氧化降解有機物.在好氧活性污泥系統(tǒng)中投加海綿鐵組成生物海綿鐵體系,不僅具有 Fe/O2體系的技術特征與優(yōu)勢,且能實現(xiàn) Fe2+的持續(xù)溶出[15].研究表明,Fe2+與微生物的混合體系中,鐵氧化菌大量繁殖[16].鐵氧化菌氧化Fe2+,并釋放一種特殊的酶,與 H2O2酶一樣,能夠促進 H2O2形成[17].形成的H2O2與Fe2+理論上可進一步發(fā)生類Fenton反應[18],從而大大提高體系對難降解有機物的處理效果.但關于生物海綿鐵體系類Fenton效應及對難降解有機物的研究鮮有報道.

本研究通過平行對比實驗,比較了普通活性污泥系統(tǒng)、生物海綿鐵體系在馴化過程中對NB的降解能力.此外,馴化完成的生物海綿鐵體系菌群不經(jīng)純化,利用混合菌群中微生物良好的協(xié)同互助作用降解NB,研究了不同條件下生物海綿鐵體系對NB的降解特性.在最佳工況下,對海綿鐵體系中類 Fenton效應進行了探究,初步揭示了該體系對NB的降解機理.

1 材料與方法

1.1 實驗材料

實驗所用 Fe0為粒徑 2～3mm 的海綿鐵,使用前進行預處理,即在3%硫酸中浸泡20min,期間不斷攪拌,用自來水洗凈,備用.接種污泥取自蘭州市七里河污水處理廠二沉池.實驗所用污泥均在稱量前經(jīng)脫水處理,即于離心機中以 4000r/min離心 5min,棄水層,備用.

1.2 試劑與儀器

無 機 鹽 溶 液 (g/L):Na2HPO4·12H2O 3.8,KH2PO41.0,NaCl 1.0,MgSO4·7H2O 0.2, NH4Cl 0.1,以自來水配制,pH值為自來水pH值(6.4左右).

1.2g/L NB儲備液:在 1L棕色容量瓶中加入1mLNB 原液,去離子水定容,封口膜封口,超聲至 NB溶解.

100mL/L甲醇儲備液:10mL甲醇,去離子水定容至100mL.

NB廢水:采用人工配制.馴化所用 NB廢水的配制: 以無機鹽溶液為基礎,甲醇及 NB為碳源,通過逐漸減少甲醇儲備液的加量(5,3,2,1,0,0mL/L)同時逐漸增加 NB儲備液的加量(16.7,33.3,66.8,133.3,166.7,250mL/L),配制成不同濃度的 NB廢水(20,40,80,160,200,300mg/L).除馴化所用NB廢水外,其余 NB廢水以NB為唯一碳源.

主要儀器與試劑:高效液相色譜儀(HPLC-1200,美國 Agilent);總有機碳分析儀(TOC-L,日本島津);紫外可見分光光度計(UV-2600,日本島津);pH計(pHS-3C+,成都世紀方舟);恒溫培養(yǎng)振蕩器(TS-200B,上海天呈).試劑除甲醇為色譜純外,其余試劑均為國產分析純.實驗流動相用水為娃哈哈純凈水.

1.3 實驗方法

1.3.1 生物海綿鐵體系中 NB降解菌的馴化與富集 通過平行對比實驗,利用NB對1#活性污泥體系及 2#生物海綿鐵體系進行馴化培養(yǎng).試驗在 500mL錐形瓶中進行,1#、2#反應器中分別加入300mL 濃度為20mg/L的NB廢水及6g普通活性污泥,2#反應器中加入 90g/L海綿鐵組成生物海綿鐵體系.30℃,140r/min恒溫震蕩培養(yǎng),周期 12h,換水比 1/2.培養(yǎng)一定周期至 2#反應器 NB去除率達 97%以上后,提高NB濃度至40mg/L,此后不斷重復該過程至反應器可降解300mg/LNB,視為馴化完成.

1.3.2 生物海綿鐵體系降解 NB影響因素研究 在500mL錐形瓶中加入300mL以NB為唯一碳源的NB廢水,加入6g經(jīng) 2#生物海綿鐵體系馴化完成的活性污泥及預處理后的海綿鐵組成生物海綿鐵體系,140r/min恒溫振蕩培養(yǎng),考察 NB初始濃度(100,200,300,400,600,800mg/L),海綿鐵投加量(0,30,60,90,120,150g/L),進水 pH 值(5,6,7,8,9),溫度(10,20,30,40℃)對生物海綿鐵體系降解NB的影響.在實驗無特殊說明的情況下,反應器中海綿鐵投加量為 90g/L,進水NB濃度為200mg/L,pH值為自來水pH值(6.4),反應溫度為30℃.

1.3.3 生物海綿鐵體系降解NB機理初探 在5個500mL錐形瓶中分別加入300mL以NB為唯一碳源的NB廢水,1#投加90g/L海綿鐵,2#、3#分別投加6g經(jīng)NB馴化完成的普通活性污泥及經(jīng)NB馴化完成的生物海綿鐵體系污泥(簡稱鐵泥),4#、5#在 2#、3#的基礎上分別介入 90g/L海綿鐵組成生物海綿鐵體系.進水 pH 值為 6.4,NB濃度 200mg/L,溫度 30℃,140r/min恒溫振蕩培養(yǎng)6h.定點取樣,取樣間隔為1h,測定各反應器中出水 Fe2+、H2O2、·OH、NB、TOC含量.

1.4 分析測定方法

NB濃度:高效液相色譜法.樣品過0.22μm有機濾膜后,收集到液相小瓶待測.測試條件:色譜柱C18(150mm×4.6mm,4μm),柱溫 30℃,流動相:甲醇:水(V:V=70:30),等梯度淋洗,流速1.0mL/min,紫外檢測波長為265nm,自動進樣,進樣量10μL.

·OH:高效液相色譜法.取5mL水樣,加入2mL水楊酸(10mmol/L),去離子水定容至 25mL,混勻,經(jīng)0.22μm 有機濾膜過濾,收集到液相小瓶后待測.測試條件:色譜柱 C18(150mm×4.6mm,4μm),柱溫 30℃,流動相:甲醇:水(v:v=40:60),等梯度淋洗,流速1.0mL/min,紫外檢測波長為239nm,自動進樣,進樣量20μL.

H2O2:鈦鹽光度法[19].準確量取 136mL濃硫酸緩慢加入150mL的超純水中,向此溶液中加入17.7g草酸鈦鉀后用超純水定容至0.5L,得到0.1mol/L的草酸鈦鉀溶液,取5mL水樣,5mL 0.1mol/L的草酸鈦鉀溶液定容至25mL,反應10min后在λ =400nm處測其吸光度.

TOC:燃燒氧化-非色散紅外線吸收法;Fe2+:鄰菲羅啉分光光度法.

2 結果與討論

2.1 生物海綿鐵體系中NB降解菌的馴化與富集

圖1 生物海綿鐵體系馴化過程中對NB的降解Fig.1 Degradation of NB during the domestication in biological sponge iron system

以無機鹽溶液為基礎,通過逐漸減少廢水中易降解碳源(甲醇)的含量,增加NB含量,對1#活性污泥體系及2#生物海綿鐵體系進行了馴化培養(yǎng).馴化過程中各體系NB出水變化如圖1所示.

由圖1可以看出,在整個馴化過程中,1#活性污泥體系及2#生物海綿鐵體系表現(xiàn)出較大的差異.馴化初期(1～8d) NB進水濃度小于40mg/L時,2#生物海綿鐵體系表現(xiàn)出良好的穩(wěn)定性,去除率高達 90%以上,而1#活性污泥體系對NB的降解率卻很低,在40%以下;隨著 NB濃度的梯度增加,盡管兩體系出水均出現(xiàn)不同程度的波動,但 2#生物海綿鐵體系波動明顯小于1#活性污泥體系,且在28d時達到穩(wěn)定,對300mg/LNB廢水去除率可達98%以上.而此時1#反應器NB去除率僅為42.5%,第56d 1#反應器NB去除率達98%,較生物海綿鐵體系滯后 28d.因此,2#生物海綿鐵體系較1#活性污泥體系對 NB有更強的適應性.研究發(fā)現(xiàn)[7],普通活性污泥體系一般需經(jīng) 2個月甚至更長時間的馴化才能完全降解中低濃度 NB廢水.生物海綿鐵體系具有更好的穩(wěn)定性和更強降解能力,為經(jīng)濟有效地處理NB廢水提供了新思路.

2.2 生物海綿鐵體系降解NB影響因素研究

2.2.1 NB初始濃度的影響 在其他反應條件一定的情況下,分別選取不同濃度的 NB廢水,考察了 NB初始濃度對生物海綿鐵體系降解 NB的影響,并對實驗結果進行線性回歸分析,其中 R2為反應相關系數(shù),結果見圖2.

圖2 NB初始濃度對生物海綿鐵體系降解NB的影響Fig.2 Effect of initial concentration on degradation of NB in biological sponge iron system

從圖2可知,不同初始濃度的反應體系,NB濃度隨時間的變化均呈現(xiàn)線性關系,生物海綿鐵體系對NB的降解符合零級反應動力學規(guī)律.當 NB濃度由100mg/L增至800mg/L時,NB降解速率分別為26.81、31.47、29.09 25.99、19.44、16.81min-1.其中,初始濃度為200mg/L的NB降解速率最大,6h可完全降解.此外,生物海綿鐵體系對高濃度(600,800mg/L)NB廢水沒有停滯期,適應性較強.分析認為,NB為微生物提供唯一的碳源,若濃度過低,微生物營養(yǎng)不足,生長繁殖受到限制,降解速率降低.而NB作為一種有毒物質,濃度過高則會對微生物造成毒害,抑制其活性,降低微生物的降解速率.因此,選取初始濃度為200mg/L的NB進行實驗.

2.2.2 海綿鐵投加量的影響 從圖3可以看出,盡管不同反應體系中 NB濃度隨時間的變化均呈線性關系,符合零級反應動力學規(guī)律,但投加海綿鐵的體系NB降解速率遠高于未投加海綿鐵的體系.海綿鐵的加入,可大大促進微生物對NB的降解.投加量由0增至30g/L,降解速率由11.26min-1迅速升至29.32min-1;投加量增至 90g/L,NB降解速率達到最大,為31.48min-1;繼續(xù)增加海綿鐵的投量,生物海綿鐵體系對NB的降解速率有降低趨勢.分析原因[20],一方面過量的Fe0會加速H2O2分解并消耗類Fenton系統(tǒng)產生的·OH,降低體系中活性氧化物(ROS)含量;另一方面體系中過量的鐵對微生物活性也有一定影響.因此,生物海綿鐵體系中海綿鐵最佳投量確定為90g/L.

圖3 海綿鐵投加量對生物海綿鐵體系降解NB的影響Fig.3 Effect of sponge iron dosages on degradation NB in biological sponge iron system

2.2.3 初始pH值的影響 pH值與微生物的生命活動密切相關,它不僅影響微生物的酶活性,還能影響微生物蛋白質的解離,造成微生物細胞膜表面的電荷變化,從而影響細胞膜結構穩(wěn)定性,最終對微生物生長速率造成影響[21].此外,pH值對海綿鐵中鐵離子溶出也有較大影響.因此,在其他反應條件一定的情況下,探究不同pH值對生物海綿鐵體系降解NB的影響.結果見圖4.

由圖4可知,不同pH值的反應體系,NB濃度隨時間的變化呈線性關系,反應符合零級反應動力學規(guī)律.整體上,pH值對生物海綿鐵體系NB降解速率影響較大,隨著初始pH值不斷升高,NB降解速率迅速降低,酸性條件有利于NB的去除.pH值為5時,NB降解速率高達60.56min-1,pH值升至6時,NB降解速率降至35.68min-1.而當溶液pH值呈中性或堿性時,NB降解速率均在30min-1以下,特別是當pH值為9時,NB降解速率僅為18.23min-1.

圖4 初始pH值對生物海綿鐵體系降解NB的影響Fig.4 Effect of initial pH on degradation NB in biological sponge iron system

研究發(fā)現(xiàn)[14,18,22-23],Fe0/O2體系能夠發(fā)生如下反應.酸性條件下,H+濃度升高,促進了 Fe2+、H2O2的生成,有利于類 Fenton效應的發(fā)生.因此,pH值為 5時,體系 NB降解速率遠遠超過其他體系,而堿性條件則不利于NB的降解.考慮到NB在水中不會電離,經(jīng)NB污染的水體一般呈弱酸性或中性,從實際應用角度出發(fā),實驗采用自來水配制NB廢水,其pH值為自來水pH值(6.4).

2.2.4 溫度的影響 溫度能夠影響基質擴散到細胞的速度及微生物自身的酶催化反應速度,從而影響生物降解速率.不同溫度對生物海綿鐵體系降解 NB的影響見圖5.

由圖5所示,不同溫度的反應體系,NB濃度隨時間的變化呈線性關系,反應符合零級反應動力學規(guī)律.溫度的變化對NB降解速率影響較小,在10、20、30、40℃時,降解速率分別為 30.83、28.83、31.48、30.69min-1.由此可知,生物海綿鐵體系中微生物能夠適應的溫度范圍較廣.其他研究發(fā)現(xiàn)[4,24-25],經(jīng) NB馴化后篩選出的單株或多株 NB降解菌的最適溫度在25～30℃之間,即使是經(jīng)低溫馴化后的 NB 降解菌,其最適溫度也在10℃左右[6,26].生物海綿鐵體系耐低溫,且能高效降解NB,這為低溫條件下NB廢水的處理提供了新思路.

圖5 溫度對生物海綿鐵體系降解NB的影響Fig.5 Effect of temperature on degradation NB in biological sponge iron system

3 生物海綿鐵體系降解NB機理研究

為了探究生物海綿鐵體系降解 NB的機理及類Fenton效應強弱,開啟5個反應器(海綿鐵體系、普通活性污泥體系、鐵泥體系、普通活性污泥海綿鐵體系、鐵泥海綿鐵體系),恒溫振蕩培養(yǎng) 6h,定時取樣,取樣間隔為1h,測定各反應器出水Fe2+、H2O2、·OH含量,結果見圖6.

由圖6可知,海綿鐵體系及介入普通活性污泥(普泥)的生物海綿鐵體系 1h時 Fe2+含量達到最高點,之后不斷降低.而鐵泥(NB馴化完成的生物海綿鐵體系污泥)存在的生物海綿鐵體系,能夠實現(xiàn)Fe2+的持續(xù)溶出,為生物海綿鐵體系的類 Fenton效應提供了條件.此外,該體系中的H2O2、·OH含量遠遠高于其他體系.

生物海綿鐵體系中產生的 Fe2+、H2O2、·OH 均具有氧化性,且氧化還原電位 Fe2+＜H2O2＜·OH.為進一步探究生物海綿鐵體系中 NB降解機理及類 Fenton效應強弱,判斷Fe2+、H2O2、·OH對NB的氧化效果,試驗中分別將1.78mmol/LFe2+、1.78mmol/L H2O2、1.78mmol/L Fe2+及 H2O2投加入 NB 廢水中,反應10min后,測定Fe2+、H2O2、Fenton體系對 NB的氧化效果,結果見圖7.

圖6 不同體系類Fenton效應的比較Fig.6 Comparison of Fenton-like effect in different system

由圖7可知,投加H2O2的體系,NB進出水濃度基本未發(fā)生變化,說明 H2O2對 NB無氧化作用.在投加Fe2+的體系中,NB去除率約為3%.由于物質的氧化還原電位(ORP)越高,氧化性越強.H2O2的 ORP大于Fe2+,說明H2O2對物質的氧化能力強于Fe2+.而H2O2不能氧化NB,可見Fe2+亦難以對NB產生氧化作用.因此分析認為, Fe2+體系對NB的去除作用應該是鐵離子的絮凝作用所致.Fe2+與H2O2組成Fenton體系后,產生的·OH表現(xiàn)出對NB的強氧化作用,10min內迅速將135mg/L的NB完全降解.對Fenton體系中剩余的Fe2+、H2O2進行測定發(fā)現(xiàn)(表 1), H2O2、Fe2+的消耗率分別為14.04%、97.75%.由反應式(4)可知,參與Fenton反應的 H2O2與 Fe2+的物質的量比為 1:1.由于 H2O2對NB無氧化作用,體系中減少的H2O2(14.04%)僅用于發(fā)生Fenton反應,與之等摩爾的Fe2+(14.04%)亦用于 Fenton效應的發(fā)生,其余大量 Fe2+(83.71%)則被O2、·OH等氧化劑氧化.雖然用于發(fā)生Fenton效應的Fe2+利用率較低,但這并未影響·OH對NB表現(xiàn)出的強氧化作用.

圖7 Fenton 體系強化降解NBFig.7 The degradation of NB enhanced by Fenton system

表1 Fenton體系Fe2+及H2O2的含量Table 1 Fe2+ and H2O2 concentration in Fenton system

為進一步證實生物海綿鐵體系對 NB的強氧化作用,對各體系反應過程中NB剩余量及TOC去除率進行測定,結果如圖8.

由圖8可知,盡管單獨的海綿鐵體系對NB具有一定的降解作用,但降解作用相對較弱,6h NB降解率及TOC去除率僅分別為15.0%與9.4%.微生物存在的體系對 NB的降解效果均優(yōu)于單獨的海綿鐵體系.雖在普通活性污泥中投加海綿鐵一定程度上能夠提高NB降解速率及TOC去除率,但其效果遠不及鐵泥介入的生物海綿鐵體系.該體系 NB降解速率最高,為31.49min-1,NB降解率及TOC去除率也最好,6hNB降解率分別高達 92%和 63.1%.較單獨海綿鐵體系與單獨鐵泥體系降解率的疊加值分別高出22.3%和11.4%.分析認為,試驗中所用的鐵泥來自2.1中經(jīng)NB長期馴化的生物海綿鐵體系中的污泥,根據(jù)課題組的前期研究[27-28],該體系生物相豐富,存在大量的鐵氧化菌,可促進 Fe0的腐蝕,實現(xiàn)體系 Fe2+的持續(xù)溶出.同時,Fe2+被鐵氧化菌氧化的過程中,不僅能夠釋放大量的 H+,且能夠釋放一種特殊的酶,與過氧化氫酶一樣,可促進H2O2的形成[16].體系中H+、Fe2+、H2O2含量的增加(圖6),進一步促進了Fenton效應的發(fā)生,提高了NB降解效果.由此可見,生物海綿鐵體系類 Fenton效應可明顯促進NB的降解.

圖8 不同體系對NB的降解效果Fig.8 Degradation effects of NB by different systems

4 結論

4.1 采用模擬NB廢水對生物海綿鐵體系及普通活性污泥體系進行馴化培養(yǎng)發(fā)現(xiàn),生物海綿鐵體系較普通活性污泥系統(tǒng)穩(wěn)定性更好,對NB的氧化作用更強.生物海綿鐵體系馴化至第28d對300mg/LNB廢水去除率穩(wěn)定在98%以上,馴化周期比普通活性污泥體系縮短28d.

4.2 馴化完成的生物海綿鐵體系NB濃度隨時間的變化呈現(xiàn)線性關系,對 NB的降解符合零級反應動力學規(guī)律.海綿鐵的加入能夠大大促進微生物對 NB的降解;NB的初始濃度對體系降解速率影響較大;pH值對降解速率影響較大,在實驗設計的pH值范圍內,pH值越小反應速率越快,考慮到微生物的適應性,適宜的pH值為5～7;適宜的溫度范圍較廣,10～40℃均能高效降解NB.

4.3 微生物與海綿鐵的協(xié)同互促作用促進了NB的降解.尤其是經(jīng)較長時間馴化的鐵泥與海綿鐵形成的生物海綿鐵體系,在實驗確定的最佳工況下,NB降解速率為31.49min-1, 6hNB降解率及TOC去除率分別高達 92.0%和 63.1%.較單獨海綿鐵體系與單獨鐵泥體系降解率的疊加值分別高出22.3%和11.4%.

4.4 通過對不同體系降解機理的研究發(fā)現(xiàn),生物海綿鐵體系中Fe2+、H2O2、·OH含量明顯高于海綿鐵體系及污泥體系,尤其是介入鐵泥的生物海綿鐵體系,Fe2+、H2O2、·OH含量最高,為體系發(fā)生較強類Fenton效應提供了條件.微生物自身的氧化代謝作用及體系中發(fā)生的類Fenton效應共同促進了NB的降解.