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摘要

2，4-二氯酚（2，4-DCP）是一种应用广泛、有毒难降解的有机物，因其具有急性毒性、慢性毒性、致突变效应、致畸效应、致癌效应及难降解性，对人类健康和生态环境构成了严重的威胁。因此，本文试图在“Fe0-还原脱氯微生物”体系中降解2，4-DCP，研究零价铁的化学还原作用对还原脱氯微生物的生物强化效应，考察“Fe0-还原脱氯微生物”体系降解2，4-DCP的影响因素和最佳反应条件。实验在37±1℃中温厌氧条件下进行，以葡萄糖为共基质，采用间歇试验法。结果表明：2，4-DCP是一种比较难于厌氧生物降解的有机化合物;“Fe0-还原脱氯微生物”体系对2，4-DCP降解受pH值，铁投加量及污泥浓度等因素影响较明显。综合考虑最佳pH值为8.0，最佳铁投加量为0.5g/L，最佳污泥浓度是250.8mgVSS/L。

关键词：2，4-二氯酚  零价铁  还原脱氯微生物   厌氧生物降解

第一章 文献综述

1.1  2，4-二氯酚的性质与危害

2，4-二氯酚（2，4-DCP）是一种应用广泛、有毒难降解的有机物，它是由酚的苯环上邻位和对位的氢原子被氯取代而形成。其结构见图1.1。DCP由于其本身芳环结构和氯代原子的存在而具有很强的毒性和抗降解能力。这是由于氯原子的P电子和苯环上的π电子形成稳定的共扼体系的缘故。同时氯原子的存在抑制了苯环裂解酶的活性，从而增加了其抗生物降解能力[1]。

2，4-二氯酚被广泛用来作为木材防腐剂、除草剂、杀真菌剂和杀虫剂等。由于其急性毒性、慢性毒性、致突变效应、致畸效应、致癌效应及难降解性，对人类健康和生态环境构成了严重的威胁，DCP已被美国环保局（USEPA）和国家环保总局列入优先控制污染物名单[2]。各国学者围绕着如何有效的降解DCP作了大量的研究工作。

1.2  氯酚的生物厌氧处理方法

厌氧脱氯低毒化是厌氧处理技术的核心所在。酚类的生物降解性相对是较好的，一但苯环上加上了氯就使得其毒性上升，氯原子强烈的吸电子性使芳环上电子云密度降低，在好氧条件下氧化酶很难从苯环上获取电子，当氯原子的取代个数越多时，苯环上的电子云密度就越低，氧化就越困难，好氧开环的能力减弱。相反，在厌氧或缺氧条件下，环境的氧化还原电位较低，电子云密度较低的苯环在酶作用下很容易受到还原剂的亲核攻击，氯原子就很容易被亲核取代，随着苯环上氯原子的取代个数增多，显示出较好的厌氧生物降解性，许多在好氧条件下难于降解的化合物在厌氧条件下变得容易降解，在好氧条件下不能降解的化合物变得能够降解。

根据国内外对氯酚脱氯机制的研究，厌氧降解五氯酚的基本途径为：厌氧微生物将PCP苯环上的氯取代基逐次去除，即五氯酚依次降解为四氯酚（TECP），三氯酚（TCP），二氯酚（DCP）和一氯酚（CP），直至形成苯酚。脱氯过程中，在邻位、对位和间位的氯原子都有可能被取代。PCP完全脱氯后的产物苯酚能被有些共营产乙酸菌降解为乙酸;也可能被进一步转化为苯甲酸，然后由产乙酸菌转化为乙酸，乙酸再被产甲烷菌利用进一步转化成甲烷。吴唯民[4]等利用UASB反应器驯化培养出了能有效降解PCP的厌氧颗粒污泥。反应器体积为100mL，经过200d的连续运行，可以将进水中60mg/L的PCP去除至0.1～1.0 mg/L，去除率高达98%～99% 。

环境的变化可影响微生物代谢的活性，一般来讲，环境因素主要包括：温度、pH 值、溶解氧、营养、有毒物质等。

（1）温度

温度是影响厌氧微生物生命活动的重要因素。温度主要是通过对厌氧微生物体内某些酶活性的影响而影响微生物的生长速率和微生物对基质的代谢速率，因而会影响到废水厌氧生物处理工艺中污泥的产生量和有机物的去除速率。厌氧消化可以在很宽的温度范围内（5～83°C）进行，据报道产甲烷作用可以在 4～100°C范围内发生。厌氧降解速率在其所容许的温度范围内随着温度的升高而增加，在中温范围内运行时，温度每升高10°C，厌氧反应速度约增加 1 倍。一般认为厌氧消化最适中温范围为 30～40°C（常用 32～35°C，也有用 37°C），最适高温范围为50～55°C。但随接种物种类与性质和所采用的原料与配比不同，厌氧消化最适温度范围也会有所变化[16]。

此外，厌氧微生物对反应器温度的突变十分敏感，降温幅度越大低温持续时间越长，产气量下降越严重，升温后产气量恢复越困难，即生物活性恢复越困难。高温消化比中温消化对温度的波动更为敏感，厌氧消化系统每天的温度波动应不大于 2～3°C[16]。

（2）pH值

厌氧微生物对pH值有一个适宜区域，超过这个区域，大多数微生物都不能生长。超过pH值适应范围一定时间会引起细胞活力丧失，或者死亡。低于pH值下限并持续过久，会导致产甲烷菌活力丧失殆尽而产乙酸菌大量繁殖，引起反应器系统的“酸化”。严重酸化发生后，反应器系统难以恢复至原有状态。一般而言，对于以产甲烷为主要目的的厌氧过程要求 pH 值在 6.5～7.5。如果生长环境的pH值过高（>8.0）或过低（<6.0），产甲烷菌的生长和繁殖就会受到抑制，进而对整个厌氧消化过程产生严重的不利影响。但各种产甲烷菌在不同的环境中所需最适pH值各不相同，也有资料表明产甲烷菌对pH值的适应能力随温度的升高而提高，产酸菌对环境pH值的适应范围相对较宽，一些产酸菌可以在pH值5.0～8.5范围内生长良好，有时甚至在pH值5.0以下的环境中也能生长。

此外，厌氧微生物对pH值的波动十分敏感，即使在其适宜生长的pH值区域内，pH值的迅速改变也会对细菌的生长产生重要影响，使其代谢活动明显下降。

（3）营养

厌氧微生物的生长对碳、氮、磷、硫、微量元素及维生素等有不同程度的需求。在厌氧生物处理中最关键的微生物是产甲烷菌。产甲烷菌所需的碳源是非常有限的，常见的有 H2/CO2、甲酸、乙酸、甲醇、甲基胺类物质等。尽管少数产甲烷菌不需要有机碳源，如高温无机营养甲烷球菌、嗜热自养甲烷杆菌等，但乙酸、氨基酸等均能促进大部分产甲烷菌的生长。产甲烷菌的主要营养物质有氮、磷、钾和硫，生长所必需的微量元素有钙、镁、铁、镍、钴、钼、锌、锰及铜等。目前认为产甲烷菌不能利用硫酸盐作为硫源，但是低浓度（0.2～0.4mmol/L）的硫酸盐能刺激某些产甲烷菌的生长。产甲烷菌所需要的微量元素非常少，但微量元素的缺乏却能够导致生物活力下降，进而影响整个厌氧反应的运行稳定性。工程上主要控制进料的碳、氮、磷比例，因为其它营养不足的情况较少见。

（4）抑制物质

环境中常含有毒抑制性物质，种类繁多，可分为无机抑制性物质和有机抑制性物质。

无机抑制性物质主要有氨氮、硫化物及重金属（如：汞、镉、铅、铬、锌、铜、钴、镍、锡等）。氨氮是以离子形式存在的 NH4+和非离子形式存在的游离氨的总和，而氨氮的毒性主要由游离氨引起。硫化物常见的无机形态有 SO42-、SO32-及 H2S，游离的 H2S 具有毒性。重金属能使酶失活，据资料，重金属离子对产甲烷菌的影响按铬>铜>锌>镉>镍的顺序减小[16，17]。

有机抑制性物质可分为天然和人工合成两类。天然有机物由生物体的代谢活动及其他生物化学过程产生。

1.3 零价铁强化2，4-二氯酚生物还原脱氯的技术原理

氯代芳香化合物厌氧生物降解至关重要的一步在于脱氯。在厌氧条件下，氯代芳香化合物的生物还原脱氯是一个消耗电子的过程，为了有效的加速生物还原脱氯的进程，不少研究者致力于电子供体的研究。通过实验室或实地的试验研究发现，H2和短链脂肪酸、甲醇、葡萄糖等多种有机物都能强化某些氯代芳香化合物的还原脱氯降解。

金属铁（Fe0）[21]及一些二元金属体系（Pd/Fe、Ni/Fe、Cu/Fe等）可以脱去氯代芳香化合物中的氯原子。H2是最有效的电子供体，大多数氯代芳香化合物都能以H2作为电子供体实现还原脱氯。但直接加氢，过高的氢分压（氢浓度>nM）会刺激嗜氢产甲烷菌的生长，使还原脱氯速率下降;氢分压控制在较低水平（氢浓度为2-11nM），能抑制嗜氢产甲烷菌对H2的竞争，使还原脱氯菌占优势。金属铁在溶液中可以腐蚀产氢，其产生速率可以通过铁的加入量来控制，使氢分压在还原脱氯菌所适应的范围内，也就保证了厌氧还原脱氯可以高效的进行。

金属铁对有机氯化物的还原脱氯目前认为有三种可能的反应路径：（1）氢解;（2）还原消除;（3）加氢还原。Matheson与Tramyek报道了四氯化碳（CT）在100目铁粉存在下顺序地还原脱氯为氯仿（CF）和二氯甲烷（MC）。他们认为，在Fe0-H2O 体系中存在三种还原剂：金属铁（Fe0）、亚铁离子（F2+）和氢（H2），因而有三种可能的反应机理：

（1）金属表面直接的电子转移：

Fe0+ RCl + H+→Fe2+ + RH + Cl-                   （1.2.1）

（2）由金属腐蚀产生的Fe2+ 还原：

2Fe2++ RCl + H+→2Fe3++ RH + Cl-                 （1.2.2）

（3）由腐蚀过程中产生的 还原：

H2+ RCl →RH + H++ Cl-                         （1.2.3）

实验结果表明，还原反应符合机理（1.2.1）的可能性较大。

1.4 本实验的研究目的与内容

1.4.1实验研究目的

通过构建“Fe0-还原脱氯微生物”体系，研究新体系下，零价铁的化学还原作用与生物作用相结合对2，4-DCP的生物强化效应。探求Fe0-还原脱氯微生物体系的最佳反应条件（如反应初始pH值、Fe0投加量、污泥浓度等）;将“Fe0-还原脱氯微生物”体系与只加脱氯微生物不加零价铁的体系相比较，考查零价铁对2，4-DCP的强化效应并对其作用机理进行探讨。

1.4.2 实验研究内容

1. 还原脱氯微生物的培养与驯化

2. “Fe0-还原脱氯微生物”体系处理2，4-DCP影响因素的研究

第二章 厌氧污泥的培养与驯化

2.1 厌氧污泥的培养

取岳阳造纸厂废水处理IC反应器的厌氧污泥为接种微生物，置于10L塑料桶，充氮气密封，恒温摇床37℃下进行培养，并按要求补充微生物所需的营养物质。

2.2 厌氧污泥的驯化

2.2.1 驯化

选用2，4-DCP进行驯化，将其配置成一定浓度的浓溶液，在使用时稀释加入（塑料桶中初始浓度大约为10mg/L），在37℃条件下，加入一定量的营养液，充氮气密封恒温振荡培养，连续培养驯化约2个月。驯化过程中，逐级提高氯酚的驯化浓度，并每周测定一次驯化物质的残余浓度。待效果稳定后，将此污泥作备用。

2.2.2 营养液的补充

在驯化过程中，每周更换一次营养液。向2.5L塑料桶中，每次加入葡萄糖营养液20mL，微量元素母液5mL，NaHCO3溶液5mL，并调节pH为7.0左右。每次加完后，用氮气吹脱3min，以保证厌氧状态，并用橡皮塞封口。置于恒温摇床上振荡培养。

2.3  驯化污泥与未驯化污泥对2，4-DCP降解效果的比较

通过对驯化与未驯化两种污泥处理2，4-DCP效果的比较，可以看出经DCP驯化后的污泥对2，4-DCP降解能力明显好于未驯化污泥。说明2，4-DCP的存在抑制了未驯化污泥中厌氧微生物的活性。而驯化污泥在降解2，4-DCP过程中，活性较好，具有较好的处理能力。推测其原因在于驯化污泥已经通过驯化过程适应了DCP存在的环境，生物活性的抑制已经消除。

第三章 零价铁强化2，4-DCP生物还原脱氯影响因素的研究

3.1 实验分析项目与方法

3.2铁投加量对强化2，4-DCP生物还原脱氯的影响

3.2.1 实验方法与步骤

实验采用间歇法，按表3.6投加试剂与污泥于250mL医用瓶中，加蒸馏水至250mL，分别调pH值在指定范围±0.01，吹氮气3min后置于SHA-C型恒温振荡器中，温度控制在 37±1℃，进行反应。反应过程中测定DCP残余浓度和pH值，反应前后测定COD浓度、总Fe和Fe2+离子浓度。

3.2.2 实验结果与讨论

（1）不同Fe投加量条件下， 随反应时间2，4-DCP残余浓度变化如图3.7所示：

由图3.7可以看出反应前20h DCP残余浓度急剧减小，推测其原因是前20h，体系对2，4-DCP具有明显的吸附作用。反应20h～30hDCP残余浓度回升，推测是体系达到吸附饱和后的解析所致。反应30h～70hDCP残余浓度基本稳定，推测是因为体系处于吸附解析平衡状态。反应70h以后DCP残余浓度随时间增加而减小，是由于体系中微生物活动的作用，将DCP降解去除。

从总体的降解趋势来看，当反应进行到170h后，“Fe+厌氧微生物”体系降解2，4-DCP的速率比单独厌氧微生物体系快。推测是因Fe的化学还原作用降低了2，4-DCP的毒性，使微生物活性增强。

从2，4-DCP浓度随时间的变化趋势中还可看出，添加0.5g/L铁粉的体系表现出较好的降解活性，过高或过低并不能有效促进体系中微生物的降解。这说明铁粉的投加量有一最佳值，并非越多越好。

（2）反应结束时总Fe与Fe2+离子浓度如图3.8所示：

由图3.8可知Fe腐蚀的产物以Fe2+为主。Fe投加量0.1g/L～1g/L时随Fe投加量的增加反应终点的Fe离子浓度反而减少，而Fe投加量1g/L～5g/L时随Fe投加量的增加反应终点的Fe离子浓度增大。总Fe与Fe2+的浓度并不随着零价铁投加量的增加而呈线性增加，过高或过低都会影响零价铁的腐蚀量，进而影响目标污染物的降解。

（3）反应结束后的COD去除率如图3.9所示：

由图3.9可知“Fe+厌氧微生物”体系的COD去除率均高于单独厌氧微生物体系，验证了Fe对厌氧微生物体系的强化。而随Fe投加量的增加COD去除率先减小后基本趋于稳定，保持在60%左右。推测Fe对厌氧微生物的强化不随Fe量增加而增强，强化作用存在极限。

（4）反应过程中的pH值的变化

通过对反应pH值的监测发现以下规律：（1）加Fe体系的pH值总是高于不加Fe体系，其原因是Fe的腐蚀消耗了体系中的H+使pH升高;（2）加Fe体系的pH值不随Fe投加量变化，基本稳定;（3）整个反应过程pH值相对较稳定，变化幅度在±0.2以内，说明体系本身对pH值有较强的调节能力。

3.3 初始pH值对零价铁强化2，4-DCP生物还原脱氯影响

3.3.1 实验方法与步骤

实验采用间歇法，按表3.10投加试剂与污泥于250mL医用瓶中，加蒸馏水至250mL，分别调pH值在指定范围±0.01，吹氮气3min后置于SHA-C型恒温振荡器中，温度控制在37±1℃，进行反应。反应过程中测定DCP残余浓度和pH值，反应前后测定COD浓度、总Fe和Fe2+离子浓度。

3.3.2 实验结果与讨论

（1）不同初始pH值条件下测得2，4-DCP残余浓度随时间变化如图3.11所示：

由图3.11可以反应过程与上批实验相同，开始20h，2，4-DCP残余浓度急剧下降，推测是由于体系对2，4-DCP具有明显的吸附作用。反应20h～30hDCP残余浓度回升，推测是体系达到吸附饱和后的解析所致。反应30h～70hDCP残余浓度基本稳定，推测是因为体系处于吸附解析平衡状态。反应70h以后DCP残余浓度随时间增加而减小，是由于体系中微生物活动的作用，将DCP降解去除。

从整个降解趋势来看降解速率：初始pH=8.0体系>初始pH=7.5体系>初始pH=7.0体系>初始pH=6.5体系>初始pH=6.0体系。说明在偏碱性环境中“Fe+厌氧微生物”体系的活性强于偏酸性环境，推测其原因是偏酸性环境使厌氧微生物产酸富集，不利于微生物活性的发挥。

在实验数据范围内，pH8.0为“Fe+厌氧微生物”体系的最佳初始pH值。

（2）反应结束时总Fe与Fe2+离子浓度如图3.12所示：

由图3.12可知Fe腐蚀产物同样以Fe2+为主。反应终点的Fe离子浓度在酸性环境下随pH值的升高而降低，其原因在酸性环境下Fe的腐蚀H+浓度相关，H+浓度越大Fe越容易被腐蚀。碱性环境中Fe的腐蚀量增加，推测原因是碱性环境下阻止了生物产酸的富集，增强了微生物活性，而随生物活性的增强电子需求量增大，从而促使Fe腐蚀量增加。

（3）反应结束后的COD去除率如图3.13所示：

由图3.13可知，COD去除率在偏酸性环境中较低，不到50%，推测其原因是酸性环境使微生物产酸富集，抑制了微生物活性。而碱性环境中，微生物产酸被环境中和，微生物活性能够稳定发挥。

（4）反应过程中的pH值的变化

反应pH值变化存在以下规率：（1）碱性环境中在反应进20h内，pH值迅速下降到7.1左右，而后整个体系pH值保持稳定;（2）酸性环境中反应前20h，pH值保持稳定，之后的50小时pH值逐渐升高，推测是Fe被腐蚀消耗H+所致。随着反应的继续进行，pH值保持稳定;（3）中性环境中的pH值变化相当小，基本维持稳定。

3.4 污泥投加量对零价铁强化2，4-DCP生物还原脱氯影响

3.4.1 实验方法与步骤

实验采用间歇法，按表3.14投加试剂与污泥于250mL医用瓶中，加蒸馏水至250mL，分别调pH值在指定范围±0.01，吹氮气3min后置于SHA-C型恒温振荡器中，温度控制在37±1℃，进行反应。反应过程中测定DCP残余浓度和pH值，反应前后测定COD浓度、总Fe和Fe2+离子浓度。

3.4.2实验结果与讨论

（1）不同污泥投加量条件下测得2，4-DCP残余浓度随时间变化如图3.15所示：

由图3.15可以看出污泥浓度83.6mgVSS/L～418mgVSS/L范围内，“Fe+厌氧微生物”体系对2，4-DCP处理效果比单独微生物体系好。在此污泥浓度范围内Fe表现出明显的强化效果。污泥浓度为83.6mgVSS/L时，体系对DCP降解速率较慢，而污泥浓度为250.8mgVSS/L和418mgVSS/L时降解DCP速度较快，推测其原因为体系污泥浓度过低，微生物数目过少，导致体系生物活性较弱，对DCP处理能力弱;而随污泥浓度是升高，微生物数目增加，体系生物活性增强，处理DCP能力增强。

由图可以看出，污泥浓度在585.2mgVSS/L，752.4mgVSS/L时“Fe+厌氧微生物”体系对DCP处理能力比单独微生物体系弱。但污泥浓度585.2mgVSS/L，752.4mgVSS/L时体去除DCP的速率都比较快。

（2） 反应结束时总Fe与Fe2+离子浓度如图3.16所示：

由图3.16可知在污泥浓度为83.6mgVSS/L和752.4mgVSS/L时铁腐蚀量较大，而且铁腐蚀产物以二价铁离子为主。而在污泥浓度为250.8 mgVSS/L，418mgVSS/L和585.2mgVSS/L时铁腐蚀量相对较小。而且二价铁离子在总铁离子中的比例只占50%左右。

（3）反应结束后的COD去除率如图3.17所示：

由图3.17可知对于加铁体系，污泥浓度在83.6～418mgVSS/L范围内时，COD去除率随污泥浓度的升高而升高，但当污泥浓度继续增大时，COD去除率随污泥浓度升高而降低。对于不加铁体系，COD去除率随污泥浓度升高而降低。

（4）反应过程中的pH值的变化：

反应pH值比较稳定，且反应终点pH值也都在6.7～7.0范围内，说明两个体系对pH值的都有一定的调节能力，能将pH值维持在一顶范围内。

结论：

通过上述实验研究我们可以得出以下结论：

1. “Fe0-还原脱氯微生物”体系在Fe投加量在0.5g/L时对2，4-DCP具有较好的处理效果。Fe投加量并不是越大越好，存在一个最佳值。一定量的Fe投加作为还原剂能促进微生物对2，4-DCP的降解，而大量的Fe腐蚀后的Fe离子对在体系中对微生物的活动又存在抑制，这点从COD去除率中也能看出。所以“Fe+厌氧微生物”体系对2，4-DCP的降解，存在最佳Fe投加量，在实验结果范围内最佳投加量为0.5g/L。

2. “Fe0-还原脱氯微生物”体系在初始pH值为8.0左右对2，4-DCP具有较好的处理效果。初始pH值在8.0左右时，2，4-DCP浓度下降的最快，而且COD去除率也比较高。说明偏酸性环境虽然有利与Fe的腐蚀，但是抑制了微生物的活性，不利于体系对2，4-DCP的降解;而中性环境下虽然微生物活性能得到发挥，但是Fe腐蚀量很小，Fe的作用得不到发挥，使整个体系的对2，4-DCP的降解效果不明显;由于偏碱性环境中对微生物产酸的中和，使得微生物活性增强，所以对“Fe+厌氧微生物”体系的最佳初始pH值在8.0左右。

3. “Fe0-还原脱氯微生物”体系在污泥浓度为250.8～752.4mgVSS/L时对2，4-DCP都具有较好的处理效果。但随着污泥浓度的增加，2，4-DCP的去除速率的提升并不明显。而污泥浓度在418～752.4mgVSS/L时随着污泥浓度的增加，COD去除率反而下降。所以污泥浓度并不是越大越好。综合考虑DCP去除速率，COD去除率及Fe的强化效果，得出实验范围内的最佳污泥浓度为250.8mgVSS/L。

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