铁碳微电解处理印染废水的效能及生物毒性变化

2020-04-11贾艳萍张真毕朕豪张健张兰河

化工进展 2020年2期

贾艳萍，张真，毕朕豪，张健，张兰河

（东北电力大学化学工程学院，吉林吉林132012）

铁碳微电解工艺是在酸性条件下，利用铁碳电极材料的微观原电池反应降解废水中的有机污染物，具有处理效率高、占地面积小、运行成本低等特点，适用于多种工业废水的处理。许多学者利用铁碳微电解工艺处理模拟废水，取得了较好的处理效果。例如，Fatemeh 等[1]采用铁碳微电解工艺处理硝酸盐废水，以零价铁负载的斜发沸石作为填料，在20～60℃时，可有效去除NO-3-N；Samarghandi等[2]采用微电解工艺处理酸性红14 和酸性红18 染料，当初始pH 为3、反应时间为120min、初始铁浓度为2g/L 时，酸性红14和酸性红18 染料的去除率分别为90%和67%；Zhu等[3]采用铁碳微电解工艺处理日落黄废水，在球形煤基活性炭粒径为3～6mm、海绵铁处理时间为90min的条件下，日落黄和化学需氧量（COD）去除率分别为99%与65%。Che等[4]采用铁碳微电解工艺处理猪场消化废水，当初始pH 为7.6、铁碳投加量为150g/L、通气速率为6L/h 及反应时间为9h 时，COD 去除率为52.62%。综上，铁碳微电解工艺的研究主要集中在模拟废水的处理效果方面，关于铁碳微电解工艺处理实际印染废水的效能预测及废水处理前后生物毒性的变化研究尚少。

响应面法可综合表示回归拟合因素及实验结果之间的函数关系，与单因素法及正交实验法相比，可反映不同影响因素间的交互作用，优化工艺设计参数，得到整个区域的响应值最优点[5-7]。本研究以初始pH、铁投加量、铁碳质量比及反应时间为变量，构建响应面模型，优化铁碳微电解处理印染废水的工艺条件，分析铁碳微电解工艺处理前后实际印染废水的生物毒性变化，为污染物排放控制提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 预处理实验

（1）铸铁屑预处理：由于铸铁屑表面有氧化膜及油渍等杂质，直接使用会影响铁碳微电解工艺处理效果，因此需进行活化预处理。将直径为0.050～0.074mm 铸铁屑在20% NaOH 溶液中浸泡2h，去除表面油污并冲洗至中性，再经10%HCl溶液浸泡2h，去除表面氧化物及增强还原性，冲洗至中性烘干备用。

（2）活性炭预处理：将直径为1.5mm焦油活性炭10kg 置于印染废水中浸泡，使其达到吸附饱和的状态，每隔12h换一次废水并测定其COD，减小吸附作用对该工艺COD 去除效果的误差影响，待COD保持不变时，取出烘干备用。

将预处理后的铸铁屑及活性炭密闭贮存，进行后续铁碳微电解工艺的实验。

（3）调节反应器出水pH 为9，出水静置沉淀后取上层清液，测定大肠杆菌的乳酸脱氢酶（LDH）释放量、ROS产生水平及生长曲线，评价铁碳微电解工艺进出水生物毒性的变化。用于毒性分析的微生物选用大肠杆菌，革兰氏阴性异养兼性厌氧型无芽孢短杆菌，最适生长温度37℃，培养基采用LB培养基。利用大肠杆菌检测进水组、出水组及对照组的生物毒性变化，对照组采用正常LB 培养基，每组各设3个平行样，实验结果取各组平均值。

1.2 实验用水

实验用水取自吉林市某毛纺厂，其主要经营的产品有毛呢、精纺呢绒、毛线等。印染废水取自该厂漂洗车间，主要对毛纺织物进行退浆、漂洗及整理等操作，其水质指标见表1。

1.3 实验装置

铁碳微电解反应器主体采用有机玻璃制成，有效容积为20L，高1200mm，内径150mm，壁厚2mm。其顶部设出水溢流槽，底部设铁碳填料承托层。将铸铁屑与活性炭置于铁碳微电解反应器中机械混合（搅拌150r/min），再由水泵将实际印染废水从反应器底部进入铁碳填料层，进行铁碳微电解反应。铁碳微电解工艺流程见图1。

铁碳微电解反应器的运行周期为24h，剩余活性炭经热再生法处理后，进行铁碳微电解工艺实验，通过测定出水中COD 等指标的变化发现，与新生活性炭相比，其对各项指标去除率的变化均在3%以内，因此活性炭可反复利用，同时反应后的铸铁屑以铁泥形式排出。

表1 实际印染废水水质指标

图1 铁碳微电解工艺流程

1.4 响应面实验设计

初始pH、铁投加量、铁碳质量比及反应时间等对COD去除率的作用如图2所示。

图2 单因素对COD去除率的影响

在前期单因素实验的基础上，选择中心点及各因素的高低水平，即设定初始pH 为4、铁投加量为80g/L、铁碳质量比为0.8 及反应时间为90min，通过Design-Expert 软件对其影响因子进行取值编码，中心点分别用-1、0及1表示低、中及高水平，系统研究各因素间交互作用。以COD 去除率为响应值，采用Box-Behnken模型整体研究各因素及响应值之间的关系，并进行回归拟合，建立铁碳微电解法处理实际印染废水的工艺数学模型。响应面实验因素及水平设计见表2。

1.5 分析项目与检测方法

pH 采用pH 计（pHSJ-3F 型，上海仪电科学仪器有限公司）测定；COD、OD600采用紫外可见智能型多参数水质测定仪（LH-3BA型，兰州连华环保科技有限公司）测定；LDH 采用酶标仪（Multiskan FC型，Thermo Fisher Scientific 公司）测定；活性氧物质（ROS）采用荧光分光光度计（RF-5301PC型，日本岛津公司）测定。

表2 响应面实验因素及水平设计表

2 结果分析与讨论

2.1 响应面法

2.1.1 响应面实验设计结果

采用Box-Behnken 设计29个实验点，根据表2各组实验参数进行铁碳微电解工艺降解印染废水实验，响应面实验组次设计结果如表3所示。

2.1.2 方差分析及显著性检验

对表3实验结果进行方差分析，采用二次多项式拟合检验模型显著性，检验结果与F值呈正相关，与P值呈负相关（P≤0.01为极显著，P≤0.05为显著，P＞0.05为不显著）[8]。表4为COD去除率模型方差分析。

由表4 可知，本模型显著性检验结果为：F=19.12 及P＜0.0001，说明该模型具有统计学意义；失拟项表示模型与实验的拟合程度，本模型失拟项值为0.1004＞0.05（不显著），模型与实验差异较小，可采用该回归方程进行分析。AdjR-Squared表明响应值的90.06%来自于所选因素，可较好地描述各因素与响应值间的关系；C.V.%值与实验精确度呈反比，由于该值较低，因此实验可靠性高；Adeq Precision 为14.761（＞4），表明该模型可用于精确预测。初始pH、铁投加量及反应时间对COD去除率的影响显著，同时根据F检验可知，影响程度的大小顺序为：反应时间＞初始pH＞铁投加量＞铁碳质量比，同时铁投加量与反应时间存在极显著交互作用。

COD 去除率实测值与预测值的对比如图3 所示。模型预测值与实测值的线性拟合相关系数达0.9503，因此二次回归模型对COD去除率的实测值与预测值间有良好相关性，这表明采用二次回归模型预测铁碳微电解法处理印染废水的COD 去除效率可行。

表3 响应面实验组次设计结果

图3 COD去除率实测值与预测值的对比

由图3可得，回归模型的实测值及预测值的残差正态概率基本分布于直线附近，这说明实验值及预测值差值较小。

表4 COD去除率（响应值Y）模型方差分析

根据响应面模型分析实验，COD 去除率的二次响应面方程为式(1)。

式中，Y为COD去除率；A为初始pH；B为铁投加量；C为铁碳质量比；D为反应时间。

图4 COD去除率摄动图

2.1.3 因素相互作用

由图4可知，在设计范围内，摄动图中各影响因子均为负影响，即响应值随自变量升高而减小，呈负相关。初始pH、铁投加量、铁碳质量比和反应时间的一次项系数分别为-1.09、0.69、0.51及-1.51，因此，各因素作用大小排序为：反应时间＞初始pH＞铁投加量＞铁碳质量比。

2.1.4 交互作用的响应曲面图

根据二次回归模型得响应面三维图，分析初始pH、铁投加量、铁碳质量比及反应时间等因素及因素间交互作用对COD 去除率影响，结果如图5所示。

图5 不同因素对COD去除率影响的响应面三维图

在初始pH为3.53、铁投加量为83.92g/L、铁碳质量比为0.82、反应时间为78.48min的条件下，实际COD 去除率为75.48%，预测COD 去除率为75.25%（实际值与预测值相差0.23%＜2%）。因此，铁碳微电解工艺处理印染废水的数学模型对工艺条件优化和COD去除率预测具有良好的可靠性。

2.2 生物毒性检测

实际印染废水成分复杂、毒性大，为了研究印染废水处理前后的生物毒性变化，减少排放废水对环境的影响，应进行生物毒性分析。生物毒性检测是反映水体污染程度及评价水处理技术有效性的重要手段[9-11]。通过分析有毒物质对细菌的生物转运及转化的影响可反映食物链中物质、能量的传递及生物群落的变化[12]。由于细菌具有生长繁殖快、对环境条件变化敏感及生长条件简单等特点，因此可用于进行生物毒性研究[13]。大肠杆菌作为常见的细菌，可通过大肠杆菌的LDH 释放量、ROS 产生水平及生长曲线等，研究印染废水处理前后的生物毒性变化。

2.2.1 LDH释放量

LDH 又称NAD+氧化酶，存在于细胞质内，是参与丙酮酸和乳酸相互转化即糖酵解最后一步的催化酶，随细胞受损释放至细胞外，因此胞外LDH是检测细胞受损程度的一种标志性蛋白，与细胞破损率呈正比[14-15]。利用烟酞胺腺嘌呤二核苷酸NAD+/NADH 作辅酶，LDH 的每一个亚基分别结合一个底物分子及一个辅酶分子，通过可逆催化氧化去质子化乳酸，生成去质子化丙酮酸及H+，同时NAD+与底物的一个H+及两个e-结合转化为NADH。反应方程式如下：

将超纯水组作为对照组，分别接种等量的大肠杆菌，检测对照组、进水组及出水组培养基中LDH释放量的变化，结果如图6所示。与进水组相比，出水组中LDH 释放量由对照组的2.13 倍下降至1.64 倍。进水组培养基中LDH 释放量最多，这说明进水中某些有毒污染物会导致细胞膜损伤及通透性增加；出水组培养基中LDH释放量下降明显，说明有毒污染物在一定程度上得到降解，细胞破损率降低。

图6 LDH释放量对比

2.2.2 ROS产生水平

ROS是大肠杆菌体内与氧代谢相关的含氧自由基、易形成自由基的过氧化物及不以自由基形式存在的高活性中间产物等的总称[16-18]。在有毒有害的废水中，细胞内的ROS 升高，高浓度的ROS 是细胞产生氧化应激的潜在原因之一，若在生物体内大量积累则会造成氧化损伤[19]。损伤位置主要包括以下3个。

（1）生物膜脂质。细胞膜磷脂的主要成分是多聚不饱和脂肪酸，ROS 对其有较高亲和力和攻击力，导致细胞膜的结构功能发生改变，影响膜的流动性及膜蛋白的活性。

（2）蛋白质。ROS可与巯基及色氨酸残基结合发生氧化反应，使多肽链交联、聚合或断裂，造成蛋白质的构象或活性位点改变，使其功能受损。

（3）核酸。DNA 双螺旋外侧的嘌呤和嘧啶受到ROS 攻击，导致碱基被修饰、氢键或单双链断裂，使核酸出现永久性破坏[20]。

当细胞内有ROS 类物质存在时，不具有荧光特性的H2DCF 会被氧化成具有荧光特性的DCF，且DCF 的荧光强度随ROS 含量升高而增大。在有毒有害的废水中，细胞内ROS水平会升高。因此，通过测定DCF 的荧光强度可推测细胞内ROS 的含量。对照组、进水组及出水组培养基中ROS 产生水平见图7。由图7可知，与进水组相比，出水组中ROS 产生水平由对照组的19.26倍下降至对照组的4.81 倍。进水组培养基中ROS 产生水平最高，出水组培养基中ROS 产生水平下降，说明铁碳微电解工艺去除了部分有毒污染物，降低了大肠杆菌的氧化损伤、衰老及死亡率。铁碳微电解工艺产生ROS的机理如式(2)～式(6)[21-22]。

图7 ROS产生水平对比

2.2.3 大肠杆菌生长曲线

利用大肠杆菌培养液中细菌的吸光性，在600nm波长处测定吸光度值，由于细菌菌体密度与OD600在一定范围内存在线性关系，可根据OD600与时间关系推测培养液浓度，估计细菌生长情况[23]。

大肠杆菌在对照组、进水组及出水组中的生长曲线，如图8所示。有毒污染物可抑制大肠杆菌生长，对照体系的迟缓期、对数期分别持续了约2h、12h，进水体系的迟缓期、对数期分别持续了约6h、5h，出水体系的迟缓期、对数期分别持续了约4h、9h。有毒污染物对大肠杆菌生长的抑制作用主要表现为缩短对数期，促使其较早进入稳定期及减少稳定期细菌数。进水中菌体的生长周期影响最大，这可能由于某些有毒污染物抑制细菌生长，减少进入稳定期的活菌数，消耗营养成分越少，菌体利用剩余营养物质维持稳定期时间延长。与对照组相比，进水组与出水组吸光度降低率分别为49.1%及21.8%。

图8 生长曲线对比

图9 菌落对比

大肠杆菌生长情况是通过测定菌液吸光度进行推测，由于吸光度测定结果为活细胞及死细胞的总和，为了减少误差，更好地分析体系中活菌生长情况，需利用平板计数法进一步评估水质变化对菌体的影响。由图9可知，对照组细胞数在0～14h，随着时间延长，菌落数呈增长趋势，且在第14h数量最多，随后数量递减；出水组中细胞生长规律与对照组相似，菌落数小于对照组；进水组中细胞数量在4～6h 间出现小幅度增加，但与其他两组相比，细胞数量大大减少，这说明印染废水毒性较大，导致细胞出现生长抑制甚至死亡。

铁碳微电解工艺处理后的印染废水，有毒污染物的生物毒性明显减小，大肠杆菌细胞死亡率由98.1%下降至61.5%，对数期由5h 延长至9h，且BOD5/COD 从0.151 升至0.416，极大地提高了废水的可生化性。