2，5-二氟硝基苯的厌氧降解特性

沈晓莉，赵芝清，2，范 蕊，江建国，徐天有

（1. 衢州学院 化学与材料工程学院，浙江 衢州 324000；2. 浙江大学 环境与资源学院，浙江 杭州 310058；3. 江山市环保局，浙江 江山 324100）

2，5-二氟硝基苯的厌氧降解特性

沈晓莉1，赵芝清1，2，范 蕊1，江建国3，徐天有1

（1. 衢州学院 化学与材料工程学院，浙江 衢州 324000；2. 浙江大学 环境与资源学院，浙江 杭州 310058；3. 江山市环保局，浙江 江山 324100）

考察了2，5-二氟硝基苯（2，5-DFNB）的厌氧降解特性及F-对其厌氧降解过程的影响。实验结果表明：当初始2，5-DFNB质量浓度为5～100 mg/L时，随着降解时间的延长，2，5-DFNB对厌氧消化产甲烷的抑制效应逐渐减弱直至消失；在厌氧降解过程中，2，5-DFNB的降解基本无延滞期，但仅发生了硝基转化，并未实现还原脱氟；2，5-DFNB的厌氧降解动力学符合Andrews模型， 最大比降解速率、底物饱和常数、 底物抑制常数分别为5.9 mg/ （g·h），67.7 mg/L，1 299.6 mg/L；质量浓度为10～80 mg/L的F-对2，5-DFNB厌氧降解过程影响甚小，而质量浓度大于100 mg/L时则产生了较严重的抑制作用。

厌氧生物处理；2，5-二氟硝基苯；产甲烷作用；生物降解；F-

氟代硝基苯类污染物具有“三致性”、“脂溶性”和“迁移性”。因氟原子半径小，电负性高，C—F键能强等特性［1］，氟代硝基苯比硝基苯、氯代硝基苯更难生物降解［2-3］。厌氧生物处理技术是硝基苯类化合物的主要降解途径，当前的研究报道主要针对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卤素交换氟化法，即在催化剂存在下，氟化钾与相应的氯代硝基苯进行亲核取代反应［7］，从而易导致生产废水中氟代硝基苯与F-共存。相关研究表明，F-对水解酸化菌、产甲烷菌和反硝化菌均具有抑制作用［8］。由此推测，氟代硝基苯的厌氧降解过程极可能受到F-的影响。

本工作以2，5-二氟硝基苯（2，5-DFNB）为模拟污染物，重点考察2，5-DFNB的产甲烷抑制效应、厌氧降解特性、降解动力学及F-的影响，不仅可为氟代硝基苯的快速厌氧降解提供技术参考，也可为正确评价此类化合物在厌氧环境中的归宿提供依据。

1 实验方法

1.1 实验材料

厌氧颗粒污泥：取自嘉兴某造纸污水处理厂厌氧池，粒径为0.9～4.0 mm，VSS/SS为0.65。实验开始前，用COD约为2 400 mg/L的蔗糖液体培养基对厌氧颗粒污泥连续培养1个月，比产甲烷速率达75.46 mL/（g·d）。

蔗糖液体培养基：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，蒸馏水1 000 mL，pH 7.0～7.2。

磷酸缓冲液：KH2PO41.36 g， 0.1 mol/L NaOH溶液79 mL，用水稀释至200 mL，pH=7.4。

2，5 -DFNB模拟废水：蔗糖 5 g，NaHCO34 000 mg，NH4Cl 380mg，KH2PO485mg，微量元素液［9］1 mL，2，5-DFNB 25 mg，蒸馏水1 000 mL，pH 7.0～7.2。

蔗糖溶液：蔗糖质量浓度为 0.5 g/L。

1.2 2，5- DFNB的产甲烷抑制效应实验

分别取3.5 g厌氧颗粒污泥（经pH= 7.4的磷酸缓冲液清洗）和120 mL含2，5-DFNB的蔗糖液体培养基放入300 mL血清瓶中，使初始COD和VSS分别约为2 400 mg/L和2 600 mg/L，调节进水pH至7.2±0.2。充氮气5 min后立即密封，置于摇床上以温度（30 ± 2）℃、转速150 r/min振荡培养，定时取样测定甲烷的体积。基于实际废水中氟代硝基苯浓度水平设置5个2，5-DFNB浓度（5，10，25，50，100 mg/L），每个浓度设3个平行样。同时设不含2，5-DFNB的对照组。

以产甲烷相对活性（RA，%）表征2，5-DFNB对产甲烷的抑制效应。RA的计算方法见式（1）［10］。

式中：Vt为某时刻受试组产甲烷体积，mL；Vc为相同时刻对照组产甲烷体积，mL。RA为0～40%，40%～75%和75%～95%分别表示重度抑制、中度抑制和轻度抑制［10］。

1.3 2，5-DFNB的厌氧降解特性

于2个含2 L 2，5-DFNB模拟废水的2.5 L血清瓶中接种一定量厌氧颗粒污泥，初始COD和VSS均约为4 000 mg/L。于（30±2）℃下培养，每天手动振荡2次，每次10 min。每7 d向血清瓶中注射10 mL COD约为400 g/ L的蔗糖溶液和一定量NaHCO3维持pH中性。用注射器于投加蔗糖溶液前后分别各取5mL上清液，测定pH及 2，5- DFNB、F-质量浓度。

1.4 2，5-DFNB的厌氧降解动力学

所用厌氧颗粒污泥取自1.3节实验后的血清瓶，设置了9个浓度梯度（25，50，100，150，200，250，300，350，400 mg/L），实验步骤同1.3节。

采用一级动力学方程考察2，5-DFNB在降解过程中质量浓度随时间变化的规律，一级动力学方程见式（2）。

式中：ρt为t时刻2，5-DFNB的质量浓度，mg/L；ρ0为2，5-DFNB的初始质量浓度，mg/L；k为降解速率常数，h-1；t为降解时间，h。

采用Andrews抑制模型［11］模拟2，5- DFNB的降解过程，见式（3）。

式中：ri为2，5-DFNB的比降解速率，mg/（g ·h）；rmax为最大比降 解速率，mg /（ g · h）；ρ为2，5-DFNB的初始质量浓度，mg/L；Ks和Ki分别为底物饱和常数和底物抑制常数，mg/L。

1.5 F-对2，5-DFNB厌氧降解的影响

根据GB 8978—1996《综合污水综合排放标准》［12］中的氟化物允许排放浓度和相关研究报道，考察低浓度（10，40，80 mg/L）及较高浓度（100，200，400，800 mg/L ）的F-对不同浓度2，5-DFNB厌氧降解的影响，实验步骤同1.3节。

1.6 分析及统计方法

甲烷的测定采用气相色谱法［13］；SS和VSS的测定采用重量法［14］107-108；COD的测定采用重铬酸钾法［14］210-213；挥发性脂肪酸（VFAs）的测定采用比色法［15］；F-的测定采用氟离子电极法［16］；2，5-DFNB及其转化产物2，5-二氟苯胺（2，5-DFA）、苯胺的测定采用高效液相色谱法［9］。

采用Origin 8.0和SPSS 13.0软件进行数据分析，用单因素方差法进行显著性差异分析。

2 结果与讨论

2.1 2，5-DFNB对产甲烷的抑制效应

2，5 -DFNB对产甲烷相对活性的影响见表1。由表1可见：当初始2，5-DFNB质量浓度小于25 mg/L时，经12 h降解，RA达到40%以上，而48 h降解后RA逐步回升至与对照组接近；当初始2，5-DFNB质量浓度为50～100 mg/L时，经12 h降解后，RA＜40%，48 h降解后抑制作用减弱。说明不同浓度2，5-DFNB的产甲烷抑制效应差异明显，初始浓度越高抑制作用越强，但随着降解时间的延长，产甲烷抑制效应逐渐减弱。可能原因为：厌氧条件下2，5-DFNB转化为2，5-二氟苯胺（2，5-DFA），而氟代苯胺类化合物对产甲烷的半抑制浓度约为氟代硝基苯类化合物的两个数量级［10］。

表1 2，5-DFNB对产甲烷相对活性的影响 RA，%

2.2 2，5-DFNB的厌氧降解特性

基于上述抑制效应研究结果，选取初始质量浓度为25 mg/L的2，5-DFNB进行厌氧生物降解实验。2，5-DFNB质量浓度随降解时间的变化见图1。由图1可见，2，5-DFNB可在6 h内完全转化生成2，5-DFA，且在后续降解过程中未检测到苯胺和F-，表明在厌氧条件下难以实现还原脱氟。

图1 2，5-DFNB质量浓度随降解时间的变化

2.3 2，5-DFNB的降解动力学

不同初始浓度2，5-DFNB的降解曲线见图2。由图2可见：在初始质量浓度为25～400 mg/L时，2，5-DFNB的降解基本无延滞期，说明2，5-DFNB在厌氧条件下能快速降解；但随着初始质量浓度增大，2，5-DFNB完全降解所需的时间逐渐延长。

图2 不同初始浓度2，5-DFNB的降解曲线

采用式（2）对图2中的实验数据进行拟合，得2，5-DFNB的降解动力学参数，见表2。

表2 2，5-DFNB的降解动力学参数

由表2可见，随着初始质量浓度的增加，降解速率常数下降，半衰期从1.30 h-1增加至28.75 h-1，R2较大，符合高浓度底物抑制的酶促反应类型。

经式（3）拟合求得动力学参数rmax、Ks和Ki分别为5.9 mg /（ g ·h）、67.7 mg/L和1 299.6 mg/L。

2.4 F-对2，5-DFNB厌氧降解的影响

2.4.1 较低浓度F-的影响

较低浓度F-对2，5-DFNB厌氧降解的影响见表3。由表3可见，当F-质量浓度为10 mg/L和40 mg/L时，相比对照组，不同浓度2，5-DFNB的降解速率常数和半衰期并没有显著变化；当F-质量浓度为80 mg/L时，不同浓度2，5-DFNB的降解速率常数均略低于对照组，半衰期则明显高于对照组，可见F-对其厌氧降解产生了轻微的抑制作用。

表3 较低浓度F-对2，5-DFNB厌氧降解的影响

2.4.2 较高浓度F-的影响

较高浓度F-对2，5-DFNB厌氧降解的影响见图3。由图3可见：当F-质量浓度为100 ～800 mg/L时，随着F-质量浓度的增加，2，5-DFNB的降解速率常数减小，半衰期增大，说明100～800 mg/L的F-对2，5-DFNB的厌氧降解具有明显的抑制作用；当F-质量浓度小于200 mg/L时，2，5-DFNB的降解速率常数下降明显，而当F-质量浓度大于200 mg/L时，2，5-DFNB的降解速率常数和半衰期变化趋势较小，这与徐丽丽等［17］报道的F-对厌氧颗粒污泥产甲烷过程的抑制作用结果相似。

为了探究F-对2，5-DFNB厌氧降解的抑制机理，实验结束后取水样进行了VFAs分析。分析结果表明，当F-质量浓度分别为0，100，200，400，800 mg/L时，水样中残留VFAs的质量浓度分别为（204.83±4.92），（420.55±31.27），（672.55± 59.05），（952.89±59.05），（973±98.41）mg/L。可见，当F-质量浓度大于100 mg/L时，厌氧消化过程受到了抑制，从而导致了VFAs累积，产生了酸化现象，进而影响了2，5-DFNB的厌氧降解速率。Ochoa-Herrera等［8］报道了F-对丙酸、丁酸和乙酸降解菌的半抑制质量浓度为18～43 mg/L；而在本研究中，小于40 mg/L的F-并未对2，5-DFNB的厌氧降解过程产生抑制，可能是因采用的微生物量较高（VSS为（2 683.1±74.67）mg/L），也可能是因微生物种群结构不同，有待后续展开深入研究。

3 结论

a）当初始2，5-DFNB质量浓度为5～100 mg/L时，其对厌氧消化产甲烷的抑制作用可通过延长降解时间而消除；

b）在厌氧条件下，2，5-DFNB可快速实现硝基还原，其厌氧降解动力学符合Andrews抑制模型，但难以实现还原脱氟；

c）当F-质量浓度为10 mg/L和40 mg/L时，2，5-DFNB的厌氧降解过程几乎不会受到抑制；当F-质量浓度为80 mg/L时，2，5-DFNB的厌氧降解过程受到了轻微抑制；而当F-质量浓度为100～800 mg/L时，2，5-DFNB的厌氧降解过程受到明显抑制。因此，生产废水中的F-应先经预处理降至小于100 mg/L。

［1］ Kuehnel M F，Lentz D，Braun T. Chemlnform abstract：Synthesis of fluorinated building blocks by transition-metal-mediated hydrodeflrorination reactions［J］. Angewandte chemie，2013，52（27）：3328 - 3348

［2］ Kiel M，Engesser K H. The biodegradation vs. biotransformation of fluorosubstituted aromatics［J］. Appl Microbiol Biotechnol，2015，99（18）：7433 - 7464.

［3］ 董梅，周惠良，郭玉琼. 改性兰炭末对硝基苯生产废水的吸附处理［J］. 化工环保，2016，36（3）：288 - 292.

［4］ 郭亮，焦纬洲，刘有智，等. 含硝基苯类化合物废水处理技术研究进展［J］. 化工环保，2013，33（4）：299 - 302.

［5］ Pereira L，Pereira R，Pereira M F，et al. Effect of different carbon materials as electron shuttles in the anaerobic biotransformation of nitroanilines［J］. Biotechnol Bioengin，2016，113（6）：1194 - 1202.

［6］ Zhao Zhiqing，Feng Yijian，Feng Huajun，et al. Anaerobic biotransformation of fluoronitrobenzenes and microbial communities in methanogenic systems［J］. J Environ Sci Health A，2014，49（10）：1187 - 1197.

［7］ 姜杰. 氟代芳香族化合物的制备和NFSI类似物氟化活性探究［D］. 上海：华东理工大学，2013.

［8］ Ochoa-Herrera V，Banihani Q，León G，et al. Toxicity of fluoride to microorganisms in biological wastewater treatment systems［J］. Water Res，2009，43（13）：3177 - 3186.

［9］ 赵芝清. A-O工艺对氟代硝基苯的转化降解及其微生物学机制研究［D］. 杭州：浙江大学，2015.

［10］ Eennik-maarsen K A，Louwerse A，Roelofsen W，et al. Influence of monochlorophenols on methanogenic activity in granular sludge［J］. Water Res ，1998，32（10）：2977 - 2982.

［11］ Khan M Z，Mondal P K，Sabir S，et al. Degradation pathway，toxicity and kinetics of 2，4，6-trichlorophenol with different co-substrate by aerobic granules in SBR［J］. Bioresour Technol，2011，102（13）：7016 - 7021.

［12］ 国家技术监督局. GB 8978—1996 污水综合排放标准［S］. 北京：中国环境科学出版社，1996 .

［13］ Zhang Houhu，Yan Xiaofei，Cai Zucong，et al. Effect of rainfall on the diurnal variations of CH4，CO2，and N2O fluxes from a municipal solid waste landfill［J］. Sci Total Environ，2013，442：73 - 76.

［14］ 国家环境保护总局. 水和废水监测分析方法［M］. 4版.北京：中国环境科学出版社，2002：107 - 108，210 - 213.

［15］ Zhao Zhiqing，Xu Lili，Li Wengbing，et al. Toxicity of three F-substituent aromatics in anaerobic systems［J］. J Chem Technol Biotechnol，2012，87（10）：1489 - 1496.

［16］ Zhao Zhiqing，Tian Baohu，Zhang Xuan，et al. Aerobic degradation study of three fluoroanilines and microbial community analysis：The effects of increased fluorine substitution［J］. Biodegradation，2015，26（1）：1 - 14.

［17］ 徐丽丽，赵芝清，沈晓莉，等. F-对厌氧颗粒污泥的产甲烷毒性及降解性能的影响［J］. 浙江大学学报（农业与生命科学版），2012，38（6）：741 - 746.

（编辑 叶晶菁）

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。

沈晓莉（1980—），女，浙江省金华市人，硕士，讲师，电话 13587008530；电邮 sxlhgx@163.com。

衢州市科技局项目（2015Y010，2015Y012）；衢州学院中青年学术骨干项目（XNZQN201505，XNZQN201506）；衢州学院科研启动经费项目（BSJX201601）。