王翠翠，汪素芳，白志遠(yuǎn)，岳秀萍

（太原理工大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，山西 太原 030024）

壬基酚（Nonylphenol，NP）是一種典型的內(nèi)分泌干擾物，其在環(huán)境中不易分解，會(huì)對(duì)人類健康造成嚴(yán)重危害〔1〕。經(jīng)研究證實(shí)，NP 的內(nèi)分泌干擾性主要表現(xiàn)在對(duì)人類生殖系統(tǒng)、內(nèi)分泌系統(tǒng)、免疫系統(tǒng)及神經(jīng)系統(tǒng)的影響上〔2-4〕。環(huán)境中的NP 主要來(lái)源于含有NP 廢水的直接排放以及壬基酚聚氧乙烯醚（NPEOs）的分解和降解〔5〕。目前，在包括大氣、水、土壤和污泥在內(nèi)的多種環(huán)境介質(zhì)中均檢測(cè)到了NP的存在，其中關(guān)于水環(huán)境中檢出NP 的報(bào)道屢見(jiàn)不鮮〔6-8〕。水是人類和其他生物接觸NP 的主要途徑〔9〕，因此如何高效去除廢水中的NP 至關(guān)重要。

目前，研究人員已經(jīng)對(duì)去除廢水中NP 的方法進(jìn)行了大量研究，其主要包括物理法、化學(xué)法和生物法。如C. LEON-CONDES 等〔10〕采用臭氧-電氧化耦合體系在pH=7.5、電流密度20 mA/cm2條件下對(duì)NP進(jìn)行降解，得到了68%的NP 降解率；W. LIMMUN等〔11〕在酸性條件下，使用含六價(jià)鐵〔Fe（Ⅵ）〕的高鐵酸鉀（K2FeO4）作為氧化劑對(duì)模擬廢水中質(zhì)量濃度為1 mg/L 的NP 進(jìn)行氧化降解，NP 的最大去除率可達(dá)98%；趙曉祥等〔12〕利用純菌惡臭假單胞菌對(duì)NP 進(jìn)行降解，NP 降解率可達(dá)75.28%。雖然這些方法均可以有效去除水中的NP，但物理化學(xué)法存在反應(yīng)過(guò)程中易產(chǎn)生毒性更大、更難降解的副產(chǎn)物的缺點(diǎn)，相對(duì)來(lái)講，生物降解是一種較為環(huán)保的方法，其在降解過(guò)程中不會(huì)產(chǎn)生二次污染，在NP 去除領(lǐng)域具有更廣闊的應(yīng)用前景。但是目前，研究人員對(duì)NP 的生物處理研究主要集中在對(duì)純菌株的富集及其降解特性的研究方面，對(duì)于以混合菌株作為主要降解菌的生物處理工藝處理含NP 廢水的研究尚少。此外，由于NP具有高毒性，傳統(tǒng)的生物處理技術(shù)很難將其從廢水中高效去除〔13〕?；诖?，尋找一種低耗高效的NP生物降解技術(shù)已經(jīng)成為研究熱點(diǎn)。

弱電強(qiáng)化厭氧生物反應(yīng)技術(shù)是將生物技術(shù)與電化學(xué)系統(tǒng)結(jié)合，在對(duì)環(huán)境中污染物去除的同時(shí)，實(shí)現(xiàn)廢棄能源整合、回收和利用的過(guò)程，是一種理想的污染控制與能量回收的環(huán)境治理技術(shù)〔14-15〕。H.HASSAN 等〔16〕采用此系統(tǒng)對(duì)2，4-二氯苯酚進(jìn)行降解，2，4-二氯苯酚降解率可達(dá)60%以上；康達(dá)等〔17〕采用零價(jià)鐵（ZVI）強(qiáng)化厭氧-微生物燃料電池耦合技術(shù)降解喹啉，實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，喹啉在5 d 內(nèi)可被降解完畢，降解率達(dá)99.0%。

本研究將NP 作為單基質(zhì)碳源，探究弱電強(qiáng)化厭氧生物反應(yīng)系統(tǒng)的生物陽(yáng)極對(duì)廢水中NP 的降解效率以及礦化程度，并探討生物陽(yáng)極對(duì)NP 的降解規(guī)律，同時(shí)通過(guò)記錄微生物馴化期電流的變化趨勢(shì)及功率密度檢測(cè)弱電強(qiáng)化厭氧生物反應(yīng)系統(tǒng)的產(chǎn)電性能，最后利用大腸桿菌對(duì)降解產(chǎn)物進(jìn)行生物毒性分析，從而驗(yàn)證該工藝對(duì)去除廢水中NP 的有效性。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)裝置

實(shí)驗(yàn)采用的厭氧生物反應(yīng)系統(tǒng)的反應(yīng)器為雙極室反應(yīng)器，如圖1 所示，其由陰極室、陽(yáng)極室、電極、質(zhì)子交換膜和外電路等組成。陰、陽(yáng)極室體積各為250 mL，用質(zhì)子交換膜隔開(kāi)，三通閥固定于陽(yáng)極室用于中間取樣。陰、陽(yáng)極室通入N2進(jìn)行保護(hù)，使之均保持厭氧狀態(tài)。兩極均以碳刷纖維（長(zhǎng)7 cm，直徑5 cm 的圓柱體）作為負(fù)載電極，外電路串聯(lián)一個(gè)1 000 Ω 的電阻，并用導(dǎo)線與碳刷相連形成閉合回路。實(shí)驗(yàn)裝置中的電流和電壓由數(shù)據(jù)記錄儀（2700型，Keithley Instruments）記錄，每10 min 記錄一次輸出電壓。

圖1 厭氧生物反應(yīng)系統(tǒng)Fig.1 Anaerobic biological reaction system

1.2 微生物接種與反應(yīng)器運(yùn)行

污泥取自某污水處理廠濃縮池。使用前，先將污泥在4 ℃下沉淀24 h，再棄去上清液。之后為防止系統(tǒng)淤塞，將污泥用40 目（425μm）篩網(wǎng)過(guò)濾備用。陽(yáng)極反應(yīng)液為人工模擬NP 廢水，由一定濃度的NP 和營(yíng)養(yǎng)液組成，pH 為7。營(yíng)養(yǎng)液組分為：Na2HPO4·12H2O 5.775 g/L、NaH2PO4·2H2O 1.385 g/L、NH4Cl 0.31 g/L、KCl 0.13 g/L、Wolfe 維生素微量元素10 mL/L、Wolfe 礦質(zhì)元素液10 mL/L。陰極室反應(yīng)液為25 mmol/L的鐵氰化鉀溶液。

反應(yīng)器啟動(dòng)之前，首先利用厭氧瓶培養(yǎng)具有降解NP 能力的菌群。將污泥以與NP 模擬廢水1∶10的體積比接種于500 mL 厭氧瓶中，初始NP 質(zhì)量濃度為5 mg/L，在30 ℃的恒溫震蕩培養(yǎng)箱中培養(yǎng)，每個(gè)周期為6 d，待1 個(gè)周期結(jié)束后，將厭氧瓶?jī)?nèi)上清液倒出，僅留下底部污泥，繼續(xù)接種少量新鮮污泥。若NP 降解較少，則保持當(dāng)前NP 濃度，繼續(xù)進(jìn)行厭氧培養(yǎng)馴化；若NP 降解較多，則逐漸增大NP 質(zhì)量濃度至10、20、30 mg/L，繼續(xù)在30 ℃下恒溫培養(yǎng)。待在NP 質(zhì)量濃度30 mg/L 條件下總有機(jī)碳（TOC）和NP降解率均維持在穩(wěn)定范圍內(nèi)，表示厭氧瓶中降解NP的功能微生物馴化成功。之后，將微生物富集液混合轉(zhuǎn)接到厭氧生物反應(yīng)系統(tǒng)陽(yáng)極室，在微生物富集液與NP 模擬廢水體積比為1∶3，NP 質(zhì)量濃度為30 mg/L，室溫條件下進(jìn)行生物陽(yáng)極功能微生物的馴化培養(yǎng)，每個(gè)周期為6 d，每周期結(jié)束后更換反應(yīng)液，同時(shí)設(shè)置NP 開(kāi)路組反應(yīng)器作為對(duì)照組，考察系統(tǒng)對(duì)NP 的降解特性。

1.3 分析方法

每個(gè)周期定期取樣，用0.22μm 的有機(jī)濾膜去除樣品中微生物后分析樣品中NP 濃度和總有機(jī)碳（TOC）。其中NP濃度通過(guò)高效液相色譜（UPLC，Agilent Technologies 1260 Infinity Ⅱ，USA）進(jìn)行測(cè)定，測(cè)定條件為：波長(zhǎng)222 nm，流動(dòng)相為超純水和甲醇，其體積比為1∶9，流速1.0 mL/min，柱溫30 ℃。TOC 由TOC 分析儀（日本島津TOC-VCPH）測(cè)定。

為了檢測(cè)弱電強(qiáng)化厭氧生物反應(yīng)系統(tǒng)在降解NP過(guò)程中的產(chǎn)電性能，測(cè)定反應(yīng)器功率曲線和極化曲線。在反應(yīng)周期內(nèi)電壓最大時(shí)，先斷開(kāi)電路，開(kāi)路連接2 h以上，再測(cè)定電阻分別為10 000、7 000、5 000、3 000、2 000、1 500、1 200、1 000、500、100、50、10 Ω 時(shí)反應(yīng)器的電壓和電流，之后用電流除以碳刷橫截面積得到電流密度，依據(jù)P=E2/R=I2R得出功率后除以碳刷橫截面積得到各個(gè)電流下的功率密度。

采用電化學(xué)工作站（Chenhua CHI660，China）掃描循環(huán)伏安曲線（CV），掃速為6 mV/s，掃描范圍為-0.58～-0.28 V，并在0.01～1×106Hz 的頻率范圍內(nèi)進(jìn)行電化學(xué)阻抗（EIS）掃描，用于分析反應(yīng)系統(tǒng)的內(nèi)部阻抗。

為了分析NP 在降解過(guò)程中產(chǎn)生的中間產(chǎn)物，采用氣相色譜-質(zhì)譜聯(lián)用（GC-MS）對(duì)取樣進(jìn)行測(cè)定。氣相色譜柱為HP-5MS 型毛細(xì)管色譜柱（60 m×0.25 mm×0.25 μm），測(cè)試條件為進(jìn)樣口溫度280 ℃、氣質(zhì)接口溫度280 ℃、載氣流速1.5 mL/min、進(jìn)樣量1 μL、分流比10∶1，升溫程序設(shè)置初始溫度50 ℃，保持4 min，以10 ℃/min 升溫到250 ℃保持5 min，再以5 ℃/min 升溫到280 ℃保持10 min。MS 測(cè)試采用EI電離源，測(cè)試條件為離子源溫度230 ℃、四級(jí)桿溫度150 ℃、電離電位70 eV、全掃描模式，掃描范圍為35～550 u。

選擇大腸桿菌作為試驗(yàn)菌，檢測(cè)反應(yīng)器出水中剩余NP 及降解產(chǎn)物對(duì)其的生物毒性。設(shè)計(jì)空白組（超純水）、對(duì)照組（含15 mg/L NP 的模擬廢水）和實(shí)驗(yàn)組（弱電強(qiáng)化厭氧生物反應(yīng)系統(tǒng)反應(yīng)器出水）共計(jì)3 組實(shí)驗(yàn)，考察反應(yīng)器出水對(duì)大腸桿菌的生長(zhǎng)抑制作用。具體操作步驟如下：（1）將3 組溶液制成LB培養(yǎng)基；（2）從-80 ℃冰箱中取出大腸桿菌，在4 ℃冰箱中放置20 min 后用空白組的LB 培養(yǎng)基將0.1 mL大腸桿菌擴(kuò)培10 倍；（3）在空白組培養(yǎng)基、對(duì)照組培養(yǎng)基和實(shí)驗(yàn)組培養(yǎng)基中分別接種擴(kuò)培過(guò)的大腸桿菌；（4）測(cè)定3 組培養(yǎng)基的OD600值，37 ℃下在96 孔板上通過(guò)酶標(biāo)儀微孔板閱讀器測(cè)定大腸桿菌24 h 的生長(zhǎng)趨勢(shì)。

2 結(jié)果與討論

2.1 NP 和TOC 的 降 解 特 性

實(shí)驗(yàn)考察了弱電強(qiáng)化厭氧生物反應(yīng)系統(tǒng)對(duì)NP和TOC 的降解特性，結(jié)果見(jiàn)圖2。

圖2（a）給出了弱電強(qiáng)化厭氧生物反應(yīng)系統(tǒng)對(duì)NP 的降解效果。如圖2（a）所示，當(dāng)NP 初始質(zhì)量濃度為30 mg/L 時(shí)，在每個(gè)周期反應(yīng)器對(duì)NP 的降解率達(dá)到穩(wěn)定后，生物陽(yáng)極閉路和生物陽(yáng)極開(kāi)路在反應(yīng)時(shí)間為2 d 時(shí)對(duì)NP 的降解率分別為32.92% 和18.61%，在反應(yīng)時(shí)間為6 d 時(shí)對(duì)NP 的降解率分別為61.23%和53.15%。相較于生物陽(yáng)極開(kāi)路，生物陽(yáng)極閉路對(duì)NP 的去除率更高，這表明電化學(xué)刺激可以提高陽(yáng)極生物膜對(duì)NP 的降解效果。

圖2（b）為弱電強(qiáng)化厭氧生物反應(yīng)系統(tǒng)對(duì)TOC的去除效果。如圖2（b）所示，在反應(yīng)開(kāi)始的2 d 內(nèi)，生物陽(yáng)極閉路TOC 去除率與生物陽(yáng)極開(kāi)路TOC 去除率相近，但此后生物陽(yáng)極閉路TOC 去除率相較于生物陽(yáng)極開(kāi)路TOC 去除率增大幅度更高，在反應(yīng)時(shí)間為4 d 左右二者差距達(dá)到最大，至反應(yīng)6 d 后閉路TOC 去除率最終達(dá)到54.02%。該結(jié)果進(jìn)一步說(shuō)明電化學(xué)刺激可以提高厭氧生物系統(tǒng)對(duì)NP 的降解及礦化效果。

圖2 弱電強(qiáng)化厭氧生物反應(yīng)系統(tǒng)對(duì)NP 和TOC 的去除效果Fig.2 Removal effect of NP and TOC by weak current enhanced anaerobic biological reaction system

2.2 產(chǎn)電特性研究

為探究弱電強(qiáng)化厭氧生物反應(yīng)系統(tǒng)降解NP 的產(chǎn)電特性，對(duì)反應(yīng)器在能量轉(zhuǎn)換/存儲(chǔ)應(yīng)用中的關(guān)鍵參數(shù)及性能曲線，即電流變化、最大輸出功率、CV 掃描及EIS 掃描曲線進(jìn)行測(cè)定，結(jié)果見(jiàn)圖3。

在弱電強(qiáng)化厭氧生物反應(yīng)系統(tǒng)反應(yīng)器啟動(dòng)后，通過(guò)數(shù)據(jù)記錄儀收集馴化初期的電流數(shù)據(jù)，持續(xù)收集3 個(gè)周期，結(jié)果如圖3（a）所示，厭氧生物反應(yīng)系統(tǒng)的產(chǎn)電周期為6 d 左右，每個(gè)周期初始電流均迅速上升，在反應(yīng)17 h 左右電流達(dá)到最大，隨后電流逐漸下降，直至到達(dá)最低值，周期結(jié)束。從4 個(gè)周期電流整體變化趨勢(shì)來(lái)看，每周期的最大電流逐漸變小，第1個(gè)周期的最大電流約為0.54 mA，而第4 個(gè)周期最大電流僅為0.40 mA。這是由于在NP 的存在下，微生物發(fā)生了優(yōu)勝劣汰現(xiàn)象，部分產(chǎn)電微生物死亡或數(shù)量降低，同時(shí)NP 降解優(yōu)勢(shì)菌不斷富集，從而達(dá)到NP降解菌群馴化的目的。

本實(shí)驗(yàn)?zāi)繕?biāo)是在降解污染物同時(shí)獲得最大輸出功率，在最高電壓下獲得最大電流密度。在反應(yīng)器對(duì)NP 的降解達(dá)到穩(wěn)定后，通過(guò)繪制功率密度曲線和極化曲線來(lái)反映反應(yīng)器產(chǎn)電性能。改變反應(yīng)器外接電阻，使其從10 000 Ω 開(kāi)始逐漸減少至0，測(cè)定不同電阻下的系統(tǒng)電壓，結(jié)果如圖3（b）所示，隨著電阻由0 增加到1 000 Ω，反應(yīng)器兩端的電壓迅速增加，在電阻為1 000 Ω 時(shí)，電壓達(dá)到0.58 mV，之后隨著電阻的增加，電壓增加趨于平緩，當(dāng)電阻為10 000 Ω時(shí)，電壓為0.68 mV。通過(guò)不同電阻下測(cè)得的電壓進(jìn)一步計(jì)算進(jìn)而得出極化曲線和功率密度曲線，極化曲線用來(lái)表示電流與電壓的關(guān)系，可表征弱電強(qiáng)化厭氧生物反應(yīng)系統(tǒng)在一定電流下能得到的最大電壓。由圖3（c）可知，在電流密度接近0（電阻無(wú)窮大）時(shí)，反應(yīng)器兩端電壓最大〔18〕，通過(guò)線性擬合得出最大電壓約為0.72 V。從功率密度曲線可以看出，隨著電流密度的增加，功率密度呈現(xiàn)出先增加后減小的變化趨勢(shì)，當(dāng)電流密度為830.27 mA/m2時(shí)，功率密度最大，為487.37 mW/m2，根據(jù)功率密度峰值法計(jì)算得出反應(yīng)器內(nèi)阻約為1 000 Ω。

實(shí)驗(yàn)結(jié)束后，檢測(cè)弱電強(qiáng)化厭氧生物反應(yīng)系統(tǒng)的循環(huán)伏安特性曲線，結(jié)果如圖3（d）所示，CV 掃描在低掃速條件下反應(yīng)器峰值電流為0.01 A，氧化還原峰較為明顯，隨著掃速的提升，電流逐漸降低，高掃速下氧化還原峰不夠明顯并且位置發(fā)生偏移〔19〕。已有研究表明，電極與生物膜之間可以形成能夠儲(chǔ)存額外電子的雙層電容結(jié)構(gòu)，雙層電容面積越大，儲(chǔ)存電子能力越強(qiáng)〔20-21〕，該反應(yīng)體系具有較大雙層電容面積，表明其儲(chǔ)存電子能力較強(qiáng)。

圖3 弱電強(qiáng)化厭氧生物反應(yīng)系統(tǒng)降解NP 的產(chǎn)電特性Fig.3 Electrogenic characteristics of NP degradation in weak current enhanced anaerobic bioreactor system

圖3（e）顯示了EIS 掃描結(jié)果，EIS 主要反映弱電強(qiáng)化厭氧生物反應(yīng)系統(tǒng)的電荷轉(zhuǎn)移和傳質(zhì)效能。圖中半圓與x軸左側(cè)的第一個(gè)交點(diǎn)為歐姆電阻（Rohm），半圓與x軸的第二個(gè)交點(diǎn)也就是半圓的直徑為電荷轉(zhuǎn)移電阻（Rct），也可以表示反應(yīng)體系的極化內(nèi)阻阻值〔22〕，由圖3（e）可以看出弱電強(qiáng)化厭氧生物反應(yīng)系統(tǒng)的Rohm為1.68 Ω，Rct為4.44 Ω。較小的Rct使得電荷轉(zhuǎn)移效率較高，進(jìn)而強(qiáng)化了該反應(yīng)體系的電流產(chǎn)生以及能量回收效率，這與微生物燃料電池降解磺胺間甲氧嘧啶的結(jié)論相似〔23〕。

2.3 NP 降解的反應(yīng)動(dòng)力學(xué)分析

采用一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程對(duì)NP 在厭氧生物反應(yīng)系統(tǒng)中的降解過(guò)程進(jìn)行了模擬和分析，擬合結(jié)果見(jiàn)圖4，擬合參數(shù)見(jiàn)表1。

表1 厭氧生物反應(yīng)系統(tǒng)中NP 降解的動(dòng)力學(xué)參數(shù)Table 1 Kinetic parameters of NP degradation in anaerobic biological reaction system

圖4 一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)擬合結(jié)果Fig.4 First-order reaction kinetics fitting results

由圖4 及表1 可知，NP 在厭氧生物反應(yīng)系統(tǒng)中的降解符合一級(jí)動(dòng)力學(xué)規(guī)律。生物陽(yáng)極閉路下NP降解常數(shù)為0.17 d-1，反應(yīng)半衰期為4.03 d，而生物陽(yáng)極開(kāi)路反應(yīng)半衰期為5.59 d，說(shuō)明閉路過(guò)程有效提高了NP 的降解速率。

2.4 NP 降解路徑推測(cè)

為了探索弱電強(qiáng)化厭氧生物反應(yīng)系統(tǒng)中NP 的降解路徑，收集了同一周期不同階段的出水樣品并將其混合，經(jīng)過(guò)二氯甲烷萃取后采用GC-MS 檢測(cè)NP 降解中間產(chǎn)物，并結(jié)合質(zhì)譜標(biāo)準(zhǔn)譜庫(kù)，對(duì)降解過(guò)程中出現(xiàn)的未知化合物進(jìn)行結(jié)構(gòu)分析，最終推測(cè)出7 種降解產(chǎn)物。之后根據(jù)所推測(cè)產(chǎn)物，結(jié)合NP 降解過(guò)程中可能涉及到的反應(yīng)機(jī)理，推測(cè)出2 條降解路徑，所推測(cè)降解路徑及各路徑相應(yīng)的降解產(chǎn)物見(jiàn)圖5。

圖5 NP 降解路徑Fig.5 Degradation pathways of NP

路徑Ⅰ：NP 的烷基鏈經(jīng)羥基化后生成了短鏈烷基酚產(chǎn)物（P1），短鏈烷基酚產(chǎn)物（P1）經(jīng)氧化生成了對(duì)羥基苯乙酸（P2）。隨后，對(duì)羥基苯乙酸（P2）的芳香環(huán)經(jīng)原位羥基化反應(yīng)生成了對(duì)羥基苯甲酸（P3），該降解途徑與報(bào)道的Gliocephalotrichum simplex對(duì)壬基酚的降解方式相似〔24〕。之后對(duì)羥基苯甲酸（P3）鄰位羥基化生成了3，4-二羥基苯甲酸（P4），根據(jù)以往的報(bào)道，這是芳香環(huán)裂解前的最后一個(gè)中間體，體系未檢測(cè)到芳香環(huán)裂解后的產(chǎn)物。

路徑Ⅱ：NP 經(jīng)過(guò)羥基化反應(yīng)生成短鏈烷基苯酚（P1）后，在微生物的進(jìn)一步代謝下，短鏈烷基苯酚（P1）在氧化作用下生成了苯乙酸（P5），苯乙酸（P5）進(jìn)一步氧化生成了苯甲醛（P6）或苯甲酸（P7）〔25〕。

2.5 NP 降解產(chǎn)物毒性評(píng)價(jià)

為了進(jìn)一步檢測(cè)NP 及其降解產(chǎn)物的生物毒性，以大腸桿菌作為受試菌體對(duì)周期末出水中的NP 及其降解產(chǎn)物進(jìn)行了毒性檢測(cè)。具體方法為：分別采用弱電強(qiáng)化厭氧生物反應(yīng)系統(tǒng)（NP 初始質(zhì)量濃度為30 mg/L）生物陽(yáng)極閉路出水的LB 培養(yǎng)基（實(shí)驗(yàn)組）、含15 mg/L NP 的LB 培養(yǎng)基（對(duì)照組）和超純水LB 培養(yǎng)基（空白組）培養(yǎng)大腸桿菌24 h，每小時(shí)測(cè)定大腸桿菌生長(zhǎng)變化，大腸桿菌的生長(zhǎng)趨勢(shì)見(jiàn)圖6。

由圖6 可知，大腸桿菌的培養(yǎng)在24 h 內(nèi)經(jīng)歷了3個(gè)階段，即延遲期、對(duì)數(shù)期和穩(wěn)定期?？瞻捉M大腸桿菌的生長(zhǎng)速度最快，實(shí)驗(yàn)組次之。當(dāng)大腸桿菌進(jìn)入穩(wěn)定期時(shí)，實(shí)驗(yàn)組的OD600值明顯高于對(duì)照組。這表明，含15 mg/L NP 的LB 培養(yǎng)基對(duì)大腸桿菌的生長(zhǎng)有明顯的抑制作用，而初始質(zhì)量濃度為30 mg/L 的NP模擬廢水經(jīng)過(guò)弱電強(qiáng)化厭氧生物反應(yīng)系統(tǒng)反應(yīng)器處理后，在周期末的出水對(duì)大腸桿菌的生長(zhǎng)抑制作用顯著降低。因此，實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，反應(yīng)器出水中殘留的有機(jī)物和無(wú)機(jī)物的生物毒性降低，弱電強(qiáng)化厭氧生物反應(yīng)系統(tǒng)對(duì)廢水中NP 的降解屬于綠色環(huán)保的去除工藝。

圖6 空白組、對(duì)照組和實(shí)驗(yàn)組OD600值對(duì)比Fig.6 OD600 of blank group，control group and NP group

3 結(jié)論

采用弱電強(qiáng)化厭氧生物反應(yīng)系統(tǒng)對(duì)廢水中NP的降解進(jìn)行研究，實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明：

（1）在微生物馴化完成后，NP 初始質(zhì)量濃度為30 mg/L 時(shí)，生物陽(yáng)極閉路的NP 最大降解率可達(dá)61.23%，TOC 的去除率為54.02%，均優(yōu)于生物陽(yáng)極開(kāi)路的表現(xiàn)。

（2）NP 的微生物降解反應(yīng)符合一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)模型，其一級(jí)反應(yīng)速率常數(shù)大于生物陽(yáng)極開(kāi)路的相應(yīng)值。

（3）弱電強(qiáng)化厭氧生物反應(yīng)系統(tǒng)的產(chǎn)電周期約為6 d，最高電壓約為0.72 V，最大功率密度為487.37 mW/m2。

（4）NP 生物降解過(guò)程中共檢測(cè)到7 種降解產(chǎn)物，生物降解機(jī)理主要涉及到羥基化反應(yīng)和氧化反應(yīng)。

（5）生物毒性檢測(cè)結(jié)果表明，NP 經(jīng)弱電強(qiáng)化厭氧生物反應(yīng)體系降解后生物毒性明顯降低。