生物海绵铁体系降解硝基苯的特性及机理初探

郑 莹,牟 彪,王 萍,王亚娥,李 杰 (兰州交通大学环境与市政工程学院,甘肃 兰州 730070)

硝基苯(NB)被广泛用于苯胺、染料、杀虫剂等的制造,具有化学性质稳定、难降解、高毒性等特点.生物法成本低,运行管理简单,无二次污染,是处理NB废水的理想方法之一[1].厌氧生物处理只能将NB还原为苯胺,需与其他方法联用,才能在一定程度上降解 NB[2].硝基的吸电子性使苯环电子云密度下降,氧化酶的亲电子性攻击受阻,导致NB好氧降解较难进行[3].利用微生物较强的适应性及可变异性,从 NB驯化完成的活性污泥系统中筛选出一株或多株 NB降解菌可有效降解 NB[4～6].但该法驯化周期长[7],菌株筛选过程相对复杂,随机性较大,且单株菌或多株菌对 NB的降解效果远不及具有复杂生物相的污泥体系[8].

通过投加功能性载体,利用载体与微生物之间的相互作用强化微生物降解能力的技术操作简单,易于工程化应用,成为近年来的研究热点[9-10].海绵铁是一种成分与铁屑相似、Fe0含量很高的多孔物质,具有比表面积大、比表面能高等特点[11].研究表明[12-14],向Fe0反应体系中曝气(简称Fe/O2体系),利用O2还原生成H2O2,继而可在常温、常压、较宽pH值范围(3～8)内产生·OH 等强氧化剂氧化降解有机物.在好氧活性污泥系统中投加海绵铁组成生物海绵铁体系,不仅具有 Fe/O2体系的技术特征与优势,且能实现 Fe2+的持续溶出[15].研究表明,Fe2+与微生物的混合体系中,铁氧化菌大量繁殖[16].铁氧化菌氧化Fe2+,并释放一种特殊的酶,与 H2O2酶一样,能够促进 H2O2形成[17].形成的H2O2与Fe2+理论上可进一步发生类Fenton反应[18],从而大大提高体系对难降解有机物的处理效果.但关于生物海绵铁体系类Fenton效应及对难降解有机物的研究鲜有报道.

本研究通过平行对比实验,比较了普通活性污泥系统、生物海绵铁体系在驯化过程中对NB的降解能力.此外,驯化完成的生物海绵铁体系菌群不经纯化,利用混合菌群中微生物良好的协同互助作用降解NB,研究了不同条件下生物海绵铁体系对NB的降解特性.在最佳工况下,对海绵铁体系中类 Fenton效应进行了探究,初步揭示了该体系对NB的降解机理.

1 材料与方法

1.1 实验材料

实验所用 Fe0为粒径 2～3mm 的海绵铁,使用前进行预处理,即在3%硫酸中浸泡20min,期间不断搅拌,用自来水洗净,备用.接种污泥取自兰州市七里河污水处理厂二沉池.实验所用污泥均在称量前经脱水处理,即于离心机中以 4000r/min离心 5min,弃水层,备用.

1.2 试剂与仪器

无 机 盐 溶 液 (g/L):Na2HPO4·12H2O 3.8,KH2PO41.0,NaCl 1.0,MgSO4·7H2O 0.2, NH4Cl 0.1,以自来水配制,pH值为自来水pH值(6.4左右).

1.2g/L NB储备液:在 1L棕色容量瓶中加入1mLNB 原液,去离子水定容,封口膜封口,超声至 NB溶解.

100mL/L甲醇储备液:10mL甲醇,去离子水定容至100mL.

NB废水:采用人工配制.驯化所用 NB废水的配制: 以无机盐溶液为基础,甲醇及 NB为碳源,通过逐渐减少甲醇储备液的加量(5,3,2,1,0,0mL/L)同时逐渐增加 NB储备液的加量(16.7,33.3,66.8,133.3,166.7,250mL/L),配制成不同浓度的 NB废水(20,40,80,160,200,300mg/L).除驯化所用NB废水外,其余 NB废水以NB为唯一碳源.

主要仪器与试剂:高效液相色谱仪(HPLC-1200,美国 Agilent);总有机碳分析仪(TOC-L,日本岛津);紫外可见分光光度计(UV-2600,日本岛津);pH计(pHS-3C+,成都世纪方舟);恒温培养振荡器(TS-200B,上海天呈).试剂除甲醇为色谱纯外,其余试剂均为国产分析纯.实验流动相用水为娃哈哈纯净水.

1.3 实验方法

1.3.1 生物海绵铁体系中 NB降解菌的驯化与富集 通过平行对比实验,利用NB对1#活性污泥体系及 2#生物海绵铁体系进行驯化培养.试验在 500mL锥形瓶中进行,1#、2#反应器中分别加入300mL 浓度为20mg/L的NB废水及6g普通活性污泥,2#反应器中加入 90g/L海绵铁组成生物海绵铁体系.30℃,140r/min恒温震荡培养,周期 12h,换水比 1/2.培养一定周期至 2#反应器 NB去除率达 97%以上后,提高NB浓度至40mg/L,此后不断重复该过程至反应器可降解300mg/LNB,视为驯化完成.

1.3.2 生物海绵铁体系降解 NB影响因素研究 在500mL锥形瓶中加入300mL以NB为唯一碳源的NB废水,加入6g经 2#生物海绵铁体系驯化完成的活性污泥及预处理后的海绵铁组成生物海绵铁体系,140r/min恒温振荡培养,考察 NB初始浓度(100,200,300,400,600,800mg/L),海绵铁投加量(0,30,60,90,120,150g/L),进水 pH 值(5,6,7,8,9),温度(10,20,30,40℃)对生物海绵铁体系降解NB的影响.在实验无特殊说明的情况下,反应器中海绵铁投加量为 90g/L,进水NB浓度为200mg/L,pH值为自来水pH值(6.4),反应温度为30℃.

1.3.3 生物海绵铁体系降解NB机理初探 在5个500mL锥形瓶中分别加入300mL以NB为唯一碳源的NB废水,1#投加90g/L海绵铁,2#、3#分别投加6g经NB驯化完成的普通活性污泥及经NB驯化完成的生物海绵铁体系污泥(简称铁泥),4#、5#在 2#、3#的基础上分别介入 90g/L海绵铁组成生物海绵铁体系.进水 pH 值为 6.4,NB浓度 200mg/L,温度 30℃,140r/min恒温振荡培养6h.定点取样,取样间隔为1h,测定各反应器中出水 Fe2+、H2O2、·OH、NB、TOC含量.

1.4 分析测定方法

NB浓度:高效液相色谱法.样品过0.22µm有机滤膜后,收集到液相小瓶待测.测试条件:色谱柱C18(150mm×4.6mm,4µm),柱温 30℃,流动相:甲醇:水(V:V=70:30),等梯度淋洗,流速1.0mL/min,紫外检测波长为265nm,自动进样,进样量10µL.

·OH:高效液相色谱法.取5mL水样,加入2mL水杨酸(10mmol/L),去离子水定容至 25mL,混匀,经0.22µm 有机滤膜过滤,收集到液相小瓶后待测.测试条件:色谱柱 C18(150mm×4.6mm,4µm),柱温 30℃,流动相:甲醇:水(v:v=40:60),等梯度淋洗,流速1.0mL/min,紫外检测波长为239nm,自动进样,进样量20µL.

H2O2:钛盐光度法[19].准确量取 136mL浓硫酸缓慢加入150mL的超纯水中,向此溶液中加入17.7g草酸钛钾后用超纯水定容至0.5L,得到0.1mol/L的草酸钛钾溶液,取5mL水样,5mL 0.1mol/L的草酸钛钾溶液定容至25mL,反应10min后在λ =400nm处测其吸光度.

TOC:燃烧氧化-非色散红外线吸收法;Fe2+:邻菲罗啉分光光度法.

2 结果与讨论

2.1 生物海绵铁体系中NB降解菌的驯化与富集

图1 生物海绵铁体系驯化过程中对NB的降解Fig.1 Degradation of NB during the domestication in biological sponge iron system

以无机盐溶液为基础,通过逐渐减少废水中易降解碳源(甲醇)的含量,增加NB含量,对1#活性污泥体系及2#生物海绵铁体系进行了驯化培养.驯化过程中各体系NB出水变化如图1所示.

由图1可以看出,在整个驯化过程中,1#活性污泥体系及2#生物海绵铁体系表现出较大的差异.驯化初期(1～8d) NB进水浓度小于40mg/L时,2#生物海绵铁体系表现出良好的稳定性,去除率高达 90%以上,而1#活性污泥体系对NB的降解率却很低,在40%以下;随着 NB浓度的梯度增加,尽管两体系出水均出现不同程度的波动,但 2#生物海绵铁体系波动明显小于1#活性污泥体系,且在28d时达到稳定,对300mg/LNB废水去除率可达98%以上.而此时1#反应器NB去除率仅为42.5%,第56d 1#反应器NB去除率达98%,较生物海绵铁体系滞后 28d.因此,2#生物海绵铁体系较1#活性污泥体系对 NB有更强的适应性.研究发现[7],普通活性污泥体系一般需经 2个月甚至更长时间的驯化才能完全降解中低浓度 NB废水.生物海绵铁体系具有更好的稳定性和更强降解能力,为经济有效地处理NB废水提供了新思路.

2.2 生物海绵铁体系降解NB影响因素研究

2.2.1 NB初始浓度的影响 在其他反应条件一定的情况下,分别选取不同浓度的 NB废水,考察了 NB初始浓度对生物海绵铁体系降解 NB的影响,并对实验结果进行线性回归分析,其中 R2为反应相关系数,结果见图2.

图2 NB初始浓度对生物海绵铁体系降解NB的影响Fig.2 Effect of initial concentration on degradation of NB in biological sponge iron system

从图2可知,不同初始浓度的反应体系,NB浓度随时间的变化均呈现线性关系,生物海绵铁体系对NB的降解符合零级反应动力学规律.当 NB浓度由100mg/L增至800mg/L时,NB降解速率分别为26.81、31.47、29.09 25.99、19.44、16.81min-1.其中,初始浓度为200mg/L的NB降解速率最大,6h可完全降解.此外,生物海绵铁体系对高浓度(600,800mg/L)NB废水没有停滞期,适应性较强.分析认为,NB为微生物提供唯一的碳源,若浓度过低,微生物营养不足,生长繁殖受到限制,降解速率降低.而NB作为一种有毒物质,浓度过高则会对微生物造成毒害,抑制其活性,降低微生物的降解速率.因此,选取初始浓度为200mg/L的NB进行实验.

2.2.2 海绵铁投加量的影响 从图3可以看出,尽管不同反应体系中 NB浓度随时间的变化均呈线性关系,符合零级反应动力学规律,但投加海绵铁的体系NB降解速率远高于未投加海绵铁的体系.海绵铁的加入,可大大促进微生物对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降解速率达到最大,为31.48min-1;继续增加海绵铁的投量,生物海绵铁体系对NB的降解速率有降低趋势.分析原因[20],一方面过量的Fe0会加速H2O2分解并消耗类Fenton系统产生的·OH,降低体系中活性氧化物(ROS)含量;另一方面体系中过量的铁对微生物活性也有一定影响.因此,生物海绵铁体系中海绵铁最佳投量确定为90g/L.

图3 海绵铁投加量对生物海绵铁体系降解NB的影响Fig.3 Effect of sponge iron dosages on degradation NB in biological sponge iron system

2.2.3 初始pH值的影响 pH值与微生物的生命活动密切相关,它不仅影响微生物的酶活性,还能影响微生物蛋白质的解离,造成微生物细胞膜表面的电荷变化,从而影响细胞膜结构稳定性,最终对微生物生长速率造成影响[21].此外,pH值对海绵铁中铁离子溶出也有较大影响.因此,在其他反应条件一定的情况下,探究不同pH值对生物海绵铁体系降解NB的影响.结果见图4.

由图4可知,不同pH值的反应体系,NB浓度随时间的变化呈线性关系,反应符合零级反应动力学规律.整体上,pH值对生物海绵铁体系NB降解速率影响较大,随着初始pH值不断升高,NB降解速率迅速降低,酸性条件有利于NB的去除.pH值为5时,NB降解速率高达60.56min-1,pH值升至6时,NB降解速率降至35.68min-1.而当溶液pH值呈中性或碱性时,NB降解速率均在30min-1以下,特别是当pH值为9时,NB降解速率仅为18.23min-1.

图4 初始pH值对生物海绵铁体系降解NB的影响Fig.4 Effect of initial pH on degradation NB in biological sponge iron system

研究发现[14,18,22-23],Fe0/O2体系能够发生如下反应.酸性条件下,H+浓度升高,促进了 Fe2+、H2O2的生成,有利于类 Fenton效应的发生.因此,pH值为 5时,体系 NB降解速率远远超过其他体系,而碱性条件则不利于NB的降解.考虑到NB在水中不会电离,经NB污染的水体一般呈弱酸性或中性,从实际应用角度出发,实验采用自来水配制NB废水,其pH值为自来水pH值(6.4).

2.2.4 温度的影响 温度能够影响基质扩散到细胞的速度及微生物自身的酶催化反应速度,从而影响生物降解速率.不同温度对生物海绵铁体系降解 NB的影响见图5.

由图5所示,不同温度的反应体系,NB浓度随时间的变化呈线性关系,反应符合零级反应动力学规律.温度的变化对NB降解速率影响较小,在10、20、30、40℃时,降解速率分别为 30.83、28.83、31.48、30.69min-1.由此可知,生物海绵铁体系中微生物能够适应的温度范围较广.其他研究发现[4,24-25],经 NB驯化后筛选出的单株或多株 NB降解菌的最适温度在25～30℃之间,即使是经低温驯化后的 NB 降解菌,其最适温度也在10℃左右[6,26].生物海绵铁体系耐低温,且能高效降解NB,这为低温条件下NB废水的处理提供了新思路.

图5 温度对生物海绵铁体系降解NB的影响Fig.5 Effect of temperature on degradation NB in biological sponge iron system

3 生物海绵铁体系降解NB机理研究

为了探究生物海绵铁体系降解 NB的机理及类Fenton效应强弱,开启5个反应器(海绵铁体系、普通活性污泥体系、铁泥体系、普通活性污泥海绵铁体系、铁泥海绵铁体系),恒温振荡培养 6h,定时取样,取样间隔为1h,测定各反应器出水Fe2+、H2O2、·OH含量,结果见图6.

由图6可知,海绵铁体系及介入普通活性污泥(普泥)的生物海绵铁体系 1h时 Fe2+含量达到最高点,之后不断降低.而铁泥(NB驯化完成的生物海绵铁体系污泥)存在的生物海绵铁体系,能够实现Fe2+的持续溶出,为生物海绵铁体系的类 Fenton效应提供了条件.此外,该体系中的H2O2、·OH含量远远高于其他体系.

生物海绵铁体系中产生的 Fe2+、H2O2、·OH 均具有氧化性,且氧化还原电位 Fe2+＜H2O2＜·OH.为进一步探究生物海绵铁体系中 NB降解机理及类 Fenton效应强弱,判断Fe2+、H2O2、·OH对NB的氧化效果,试验中分别将1.78mmol/LFe2+、1.78mmol/L H2O2、1.78mmol/L Fe2+及 H2O2投加入 NB 废水中,反应10min后,测定Fe2+、H2O2、Fenton体系对 NB的氧化效果,结果见图7.

图6 不同体系类Fenton效应的比较Fig.6 Comparison of Fenton-like effect in different system

由图7可知,投加H2O2的体系,NB进出水浓度基本未发生变化,说明 H2O2对 NB无氧化作用.在投加Fe2+的体系中,NB去除率约为3%.由于物质的氧化还原电位(ORP)越高,氧化性越强.H2O2的 ORP大于Fe2+,说明H2O2对物质的氧化能力强于Fe2+.而H2O2不能氧化NB,可见Fe2+亦难以对NB产生氧化作用.因此分析认为, Fe2+体系对NB的去除作用应该是铁离子的絮凝作用所致.Fe2+与H2O2组成Fenton体系后,产生的·OH表现出对NB的强氧化作用,10min内迅速将135mg/L的NB完全降解.对Fenton体系中剩余的Fe2+、H2O2进行测定发现(表 1), H2O2、Fe2+的消耗率分别为14.04%、97.75%.由反应式(4)可知,参与Fenton反应的 H2O2与 Fe2+的物质的量比为 1:1.由于 H2O2对NB无氧化作用,体系中减少的H2O2(14.04%)仅用于发生Fenton反应,与之等摩尔的Fe2+(14.04%)亦用于 Fenton效应的发生,其余大量 Fe2+(83.71%)则被O2、·OH等氧化剂氧化.虽然用于发生Fenton效应的Fe2+利用率较低,但这并未影响·OH对NB表现出的强氧化作用.

图7 Fenton 体系强化降解NBFig.7 The degradation of NB enhanced by Fenton system

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

为进一步证实生物海绵铁体系对 NB的强氧化作用,对各体系反应过程中NB剩余量及TOC去除率进行测定,结果如图8.

由图8可知,尽管单独的海绵铁体系对NB具有一定的降解作用,但降解作用相对较弱,6h NB降解率及TOC去除率仅分别为15.0%与9.4%.微生物存在的体系对 NB的降解效果均优于单独的海绵铁体系.虽在普通活性污泥中投加海绵铁一定程度上能够提高NB降解速率及TOC去除率,但其效果远不及铁泥介入的生物海绵铁体系.该体系 NB降解速率最高,为31.49min-1,NB降解率及TOC去除率也最好,6hNB降解率分别高达 92%和 63.1%.较单独海绵铁体系与单独铁泥体系降解率的叠加值分别高出22.3%和11.4%.分析认为,试验中所用的铁泥来自2.1中经NB长期驯化的生物海绵铁体系中的污泥,根据课题组的前期研究[27-28],该体系生物相丰富,存在大量的铁氧化菌,可促进 Fe0的腐蚀,实现体系 Fe2+的持续溶出.同时,Fe2+被铁氧化菌氧化的过程中,不仅能够释放大量的 H+,且能够释放一种特殊的酶,与过氧化氢酶一样,可促进H2O2的形成[16].体系中H+、Fe2+、H2O2含量的增加(图6),进一步促进了Fenton效应的发生,提高了NB降解效果.由此可见,生物海绵铁体系类 Fenton效应可明显促进NB的降解.

图8 不同体系对NB的降解效果Fig.8 Degradation effects of NB by different systems

4 结论

4.1 采用模拟NB废水对生物海绵铁体系及普通活性污泥体系进行驯化培养发现,生物海绵铁体系较普通活性污泥系统稳定性更好,对NB的氧化作用更强.生物海绵铁体系驯化至第28d对300mg/LNB废水去除率稳定在98%以上,驯化周期比普通活性污泥体系缩短28d.

4.2 驯化完成的生物海绵铁体系NB浓度随时间的变化呈现线性关系,对 NB的降解符合零级反应动力学规律.海绵铁的加入能够大大促进微生物对 NB的降解;NB的初始浓度对体系降解速率影响较大;pH值对降解速率影响较大,在实验设计的pH值范围内,pH值越小反应速率越快,考虑到微生物的适应性,适宜的pH值为5～7;适宜的温度范围较广,10～40℃均能高效降解NB.

4.3 微生物与海绵铁的协同互促作用促进了NB的降解.尤其是经较长时间驯化的铁泥与海绵铁形成的生物海绵铁体系,在实验确定的最佳工况下,NB降解速率为31.49min-1, 6hNB降解率及TOC去除率分别高达 92.0%和 63.1%.较单独海绵铁体系与单独铁泥体系降解率的叠加值分别高出22.3%和11.4%.

4.4 通过对不同体系降解机理的研究发现,生物海绵铁体系中Fe2+、H2O2、·OH含量明显高于海绵铁体系及污泥体系,尤其是介入铁泥的生物海绵铁体系,Fe2+、H2O2、·OH含量最高,为体系发生较强类Fenton效应提供了条件.微生物自身的氧化代谢作用及体系中发生的类Fenton效应共同促进了NB的降解.