煤氣廢水有機(jī)污染物缺氧生物降解性能及機(jī)理

韓洪軍，徐鵬，賈勝勇，莊海峰，侯保林，王德欣，李 琨，趙 茜，馬文成

（哈爾濱工業(yè)大學(xué)市政環(huán)境工程學(xué)院，150090哈爾濱）

煤氣廢水有機(jī)污染物缺氧生物降解性能及機(jī)理

韓洪軍，徐鵬，賈勝勇，莊海峰，侯保林，王德欣，李 琨，趙 茜，馬文成

（哈爾濱工業(yè)大學(xué)市政環(huán)境工程學(xué)院，150090哈爾濱）

為考察煤制氣廢水3種典型有機(jī)污染物（喹啉、吡啶、鄰苯二酚）的缺氧生物降解性能及降解途徑，利用缺氧馴化污泥作為接種污泥，以硝態(tài)氮為電子受體，考察了3種有機(jī)物的缺氧降解過程，并利用UV-Vis和GC／MS分析3種物質(zhì)缺氧降解機(jī)理.結(jié)果表明：3種污染物對缺氧微生物抑制與毒害作用隨初始質(zhì)量濃度增加而增強(qiáng)；缺氧降解48 h后，剩余底物質(zhì)量濃度隨初始質(zhì)量濃度增加而增大；3種污染物缺氧生物降解速率常數(shù)大小順序為吡啶＞鄰苯二酚＞喹啉.缺氧降解中污染物未被完全氧化成CO2和H2O，部分生成了較底物自身降解性更差的中間產(chǎn)物.葡萄糖共基質(zhì)可以提高難降解污染物缺氧降解性能，且共代謝作用對自身生物降解性差的污染物降解性能的提高更顯著.利用UV-Vis和GC／MS分析了污染物缺氧生物降解途徑，結(jié)果表明，喹啉和吡啶的降解均始于分子羥基化反應(yīng).污染物定量結(jié)構(gòu)-生物降解性關(guān)系（QSBR）研究表明，3種物質(zhì)的缺氧降解速率常數(shù)Ks與分子連接性指數(shù)1Xv和前線最高占據(jù)軌道能EHOMO有很好的相關(guān)性.

缺氧降解；定量結(jié)構(gòu)-生物降解性關(guān)系；共代謝；生物降解性能；降解途徑

煤制氣廢水主要來自煤氣發(fā)生爐的煤氣洗滌、 冷凝以及凈化等過程，是一種典型的高質(zhì)量濃度難生物降解工業(yè)廢水［1］.目前，國內(nèi)外煤制氣廢水生物處理技術(shù)主要采用缺氧-好氧（A／O）工藝和厭氧-缺氧-好氧（A2／O）工藝，因此，缺氧處理成為煤制氣廢水生物處理中必不可少的一個環(huán)節(jié)［2-3］.在缺氧生物降解過程中，反硝化菌可以利用有機(jī)碳源作為反硝化過程的電子供體，以亞硝酸鹽和硝酸鹽作為電子受體同時完成有機(jī)物和總氮的去除［4］.多種好氧難降解或厭氧降解性能差的有機(jī)物可以在缺氧條件下被反硝化菌利用而降解.廖麗莎［5］在缺氧條件下以異喹啉和2-甲基喹啉為單一底物培養(yǎng)分離得到二者的高效降解菌，并考察其缺氧降解性能.Kaiser等［6-7］以反硝化菌為接種物，以吡啶和3-羥基吡啶為底物進(jìn)行了實驗，但以上報道多限于采用純種微生物作為接種微生物和單一碳源下.喹啉、吡啶、鄰苯二酚是煤制氣廢水中的3種典型有機(jī)污染物，其質(zhì)量濃度分別為20～50，15～45和30～60 mg／L［8-9］.本實驗以煤制氣廢水缺氧反應(yīng)器污泥作為接種污泥，考察3種典型污染物的缺氧降解性能，并以葡萄糖為共代謝底物考察簡單共基質(zhì)對典型污染物缺氧降解性能的影響.在考察缺氧生物降解規(guī)律的同時，分析污染物缺氧降解中間產(chǎn)物，推測降解途徑.針對此類芳香族污染物進(jìn)行了生物降解性能與化學(xué)結(jié)構(gòu)相關(guān)性研究，有助于深入認(rèn)識有機(jī)物生物降解規(guī)律，進(jìn)一步揭示有機(jī)物的生物降解機(jī)理.

1 實 驗

1.1 接種污泥

實驗接種污泥取自哈爾濱某煤化工有限公司污水A2／O生物處理工藝缺氧反應(yīng)池，其懸浮污泥質(zhì)量濃度（MLSS）和揮發(fā)性懸浮污泥質(zhì)量濃度（MLVSS）分別為4 200和2 950 mg／L.污泥首先經(jīng)24 h空曝后，經(jīng)自來水清洗、離心去除上清液，重新置于礦物質(zhì)營養(yǎng)液中制備成MLVSS約10.0 g／L的污泥貯備液.營養(yǎng)液組成為［10］：K2HPO4（20 mg／L），KH2PO4（10 mg／L），CaCl2·2H2O （20 mg／L），F(xiàn)eSO4·7H2O（15 mg／L），MgSO4·7H2O（50 mg／L），F(xiàn)eCl3·3H2O（1 mg／L），MnCl2·4H2O（0.5 mg／L），ZnCl2（0.5 mg／L），CuCl2（0.5 mg／L），（NH4）2MoO4·4H2O（0.5 mg／L），AlCl3（0.5 mg／L），CoCl2·2H2O（0.5 mg／L），NaBO2·10H2O（0.3 mg／L），NiCl2·2H2O（0.5 mg／L）.

1.2 實驗方法

污染物缺氧降解性實驗在容積1 L的錐形瓶內(nèi)進(jìn)行.15個錐形瓶分3組（A、B、C組），編號A1～A5，B1～B5和C1～C5，分別用于喹啉、吡啶和鄰苯二酚的降解研究.每個錐形瓶內(nèi)接種80 mL污泥貯備液，使瓶內(nèi)MLVSS約為800 mg／L.1～5號錐形瓶內(nèi)污染物（單基質(zhì)）初始質(zhì)量濃度分別為10，20，30，40和50 mg／L.瓶內(nèi)加硝酸鈉溶液使ρ（COD）∶ρ（NO3--N）=8∶1，并調(diào)節(jié)pH至7.0后置于80 r／min恒溫振蕩箱（（25±1）℃）.瓶內(nèi)溶解氧質(zhì)量濃度DO為0～0.2 mg／L.溶液中COD物質(zhì)僅有機(jī)污染物本身.結(jié)合實際構(gòu)筑物缺氧段水力停留時間，確定降解監(jiān)測時間為48 h.結(jié)果取3次實驗平均值.

為考察簡單基質(zhì)共存對喹啉、吡啶、鄰苯二酚缺氧降解性的影響，選葡萄糖為共代謝碳源，研究不同葡萄糖質(zhì)量濃度對COD去除率的影響.以喹啉為例，實驗安排如下：15個錐形瓶分3組（D、E、F組），分別編號D1～D5，E1～E5，F(xiàn)1～F5；D、E和F組錐形瓶中喹啉初始質(zhì)量濃度分別為10，30和50 mg／L；其中D1、E1、F1中只加喹啉，每組編號2、3、4、5的錐形瓶中分別另加葡萄糖50，100，200和500 mg／L.其他實驗條件同上.為了研究污染物缺氧代謝途徑，接種80 mL污泥貯備液于容積1 L的錐形瓶，使污染物初始質(zhì)量濃度為50 mg／L，同時以未接種污泥的相同培養(yǎng)基作為空白對照.降解過程中，定時取水樣經(jīng)0.45μm濾膜過濾后，按水樣與二氯甲烷比為1∶1分別在pH 2，7和12時對濾液進(jìn)行萃取，利用GC-MS和UV-Vis分析降解中間產(chǎn)物.

1.3 動力學(xué)理論方程

生化反應(yīng)速率通?？杀硎緸椋?1］

式中：γ為反應(yīng)速率（mg／（L·h））；γm為最大反應(yīng)速率（mg／（L·h））；ρ為底物質(zhì)量濃度（mg／L）；k為半飽和速率常數(shù)（mg／L）.

當(dāng)ρ?k時，式 （1）可寫成

降解過程遵循一級反應(yīng)動力學(xué)，反應(yīng)速率常數(shù)k1= γm／k.此時，根據(jù)式（2）求得底物與時間關(guān)系式為lnρ=a+k1t.

當(dāng)ρ?k時，式（1）可寫成

降解過程為零級反應(yīng)，其降解速率常數(shù)k0=γm.

由式（3）求得底物與時間關(guān)系式為

1.4 分析方法

喹啉、吡啶、鄰苯二酚質(zhì)量濃度測定采用分光光度法，紫外特征吸收波長分別為 294，275和365 nm［12］.COD、MLSS、MLVSS、NO3--N的測定按照文獻(xiàn)［13］進(jìn)行.水樣pH采用雷磁（pHS-3C）pH計測定.DO質(zhì)量濃度采用HACH 30d溶解氧儀測定.GC／MS分析采用Agilent 6890N／5975 MSD和HP-35柱（30 m×250μm×0.25μm）.操作條件為：GC-MS色譜儀的氣化室溫度為280℃，柱溫控制的初始溫度為70℃，保留3 min，然后以3℃／min升溫至280℃，質(zhì)譜儀離子源溫度為200℃，電離能量為70 eV.前線最高占據(jù)軌道能EHOMO和分子連接性指數(shù)1Xv采用軟件Chems3D中MOPAC-AMI量子化學(xué)法計算［14］.

2 結(jié)果與討論

2.1 典型污染物缺氧生物降解過程

圖1為喹啉、吡啶、鄰苯二酚缺氧降解過程曲線.由圖1（a）可見，喹啉初始質(zhì)量濃度低于40 mg／L時，未對反硝化菌產(chǎn)生明顯抑制和毒害作用，接種污泥后污染物可立即降解.當(dāng)初始質(zhì)量濃度增至50 mg／L時，高喹啉質(zhì)量濃度對微生物的毒害和抑制十分明顯，出現(xiàn)約20 h停滯期，且反應(yīng)后剩余喹啉質(zhì)量濃度隨初始質(zhì)量濃度增加而增大.吡啶缺氧降解過程與喹啉類似（見圖1（b）），不同的是吡啶對反硝化菌的毒性較低且更易被反硝化菌攝取利用.初始質(zhì)量濃度為50 mg／L時仍然被立即降解而無明顯停滯期.在相同初始質(zhì)量濃度下，缺氧降解后吡啶剩余質(zhì)量濃度低于喹啉.鄰苯二酚的缺氧降解過程介于喹啉與吡啶之間（見圖1（c））.Bai等［15］從冶煉廠土壤中分離得一株喹啉降解菌Paracoccus sp.BW001，在降解喹啉初始質(zhì)量濃度為100 mg／L時無明顯停滯期出現(xiàn)，但是當(dāng)初始質(zhì)量濃度大于150 mg／L時，停滯期達(dá)10 h.Li等［16］分別研究了缺氧條件下，馴化污泥對60 mg／L吡啶和鄰苯二酚的降解情況，發(fā)現(xiàn)80 h缺氧降解后，吡啶的去除率明顯大于鄰苯二酚，分別為75.4%和63.6%.并且發(fā)現(xiàn)吡啶和鄰苯二酚對馴化污泥的抑制閾值分別為90和75 mg／L，即超過以上質(zhì)量濃度時，生物降解過程停滯期會顯著增加，而去除率明顯降低.這是因為，有毒有機(jī)物進(jìn)入生物體后，一方面在酶的催化作用下進(jìn)行代謝轉(zhuǎn)化；另一方面，有機(jī)物以其自身的特性，與多功能氧化酶體系酶蛋白的活性中心進(jìn)行共價鍵結(jié)合，引起酶構(gòu)型的改變，從而使酶的催化活性受到嚴(yán)重?fù)p害.根據(jù)底物與微生物的不同，這種抑制可能是可逆的，也可能是不可逆的.本實驗在經(jīng)過停滯期后，污染物即進(jìn)入正常的降解期而得以去除，表明發(fā)生的是可逆性抑制，有機(jī)物可以毫無變化地脫離酶分子而使酶恢復(fù)催化活性.

有機(jī)污染物生物降解過程是一個復(fù)雜的多級生物轉(zhuǎn)變過程，部分污染物在生物降解過程中轉(zhuǎn)化生成降解性更差的中間產(chǎn)物而使COD無法進(jìn)一步降低.行業(yè)及綜合污染控制標(biāo)準(zhǔn)均對出水COD有明確限定.因此，考察了典型污染物在缺氧降解中底物去除率與溶液COD去除率之間的不同（見圖2）.

由圖2（a）可見，喹啉、吡啶、鄰苯二酚的底物去除率均隨初始質(zhì)量濃度的升高而下降.對比3種污染物初始質(zhì)量濃度與去除率的關(guān)系發(fā)現(xiàn)，喹啉缺氧降解性受初始質(zhì)量濃度影響最顯著.喹啉初始質(zhì)量濃度為10 mg／L時，缺氧降解48 h后喹啉去除率達(dá)到94.7%，當(dāng)初始質(zhì)量濃度增至50 mg／L時，喹啉的去除率降至52.8%.對比吡啶與鄰苯二酚，其底物去除率仍然有80.2%和72.4%.此外，缺氧降解48 h后，3種污染物的底物去除率均大于50%，表明這3種污染物自身均易被缺氧菌攝取利用而發(fā)生轉(zhuǎn)換.對比圖2（a）和2（b）可見，溶液COD去除率與污染物自身去除率明顯不同，初始底物質(zhì)量濃度大于40 mg／L時，喹啉、吡啶及鄰苯二酚的COD去除率均小于50%.這表明在降解過程中污染物并未被完全氧化為CO2和H2O，而是生成了一些較底物自身更難以降解的中間有機(jī)物，致使溶液的COD去除率顯著低于底物自身的去除率（轉(zhuǎn)化率）.Schukla［17］通過大量實驗得出，喹啉在缺氧條件下可被生物降解，且其中間產(chǎn)物為2-羥基喹啉和4-羥基喹啉，其中后者在缺氧條件下難于進(jìn)一步降解而使TOC去除率小于底物去除率.Fetzner［18］發(fā)現(xiàn)吡啶在缺氧降解過程中COD的去除率小于吡啶的轉(zhuǎn)化率，這主要是由于缺氧過程中生成了降解性更低的2（1H）吡啶酮.本實驗在后期研究了污染物缺氧降解路徑，證明了中間產(chǎn)物的存在.

2.2 缺氧生物降解動力學(xué)

為進(jìn)一步考察喹啉、吡啶、鄰苯二酚缺氧生物降解性能，對3種污染物初始質(zhì)量濃度為50 mg／L的缺氧降解過程進(jìn)行動力學(xué)分析，結(jié)果如圖3所示.

由圖3可見，喹啉、吡啶、鄰苯二酚的缺氧降解過程均符合一級動力學(xué)方程式（R2＞0.90），其缺氧降解速率常數(shù)分別為6.92，20.3和11.5 L／（h·kg），與污染物COD去除率關(guān)系一致（見圖2），即吡啶＞鄰苯二酚＞喹啉.李詠梅等［19］對缺氧條件下吡啶、吲哚、喹啉、2-甲基喹啉、異喹啉5種有機(jī)物分別進(jìn)行了單基質(zhì)研究，發(fā)現(xiàn)其缺氧降解速率從快到慢的順序為：吡啶＞吲哚＞喹啉＞2-甲基喹啉＞異喹啉.其中2-甲基喹啉和異喹啉的降解速率相差不大，而吡啶的降解速率顯著大于其他4種.申海虹［20］對吡啶和喹啉單基質(zhì)缺氧降解研究亦發(fā)現(xiàn)喹啉在缺氧條件下的降解速率遠(yuǎn)小于吡啶.牛蘇蓮等［21］對吡啶、鄰苯二酚缺氧降解中的硝酸鹽還原酶活性進(jìn)行了研究，結(jié)果表明缺氧條件下吡啶較鄰苯二酚更易降解，其中吡啶的降解過程符合零級動力學(xué)，鄰苯二酚的降解過程符合一級降解動力學(xué).原因可能與污染物分子結(jié)構(gòu)大小及組成有關(guān).本研究中吡啶和喹啉分別為單環(huán)和雙環(huán)雜環(huán)類化合物，而鄰苯二酚為雙環(huán)酚類有機(jī)物.吡啶作為唯一的單環(huán)有機(jī)物，分子較小，易進(jìn)入微生物體內(nèi)與其中的活性酶結(jié)合而迅速被降解去除.而鄰苯二酚和喹啉較大的分子結(jié)構(gòu)增加了生物降解反應(yīng)的空間位阻效應(yīng)，使進(jìn)入微生物體內(nèi)的速度變慢.喹啉的降解性能低于鄰苯二酚則可能是由于喹啉分子中N雜原子的存在改變了原有苯環(huán)的電子分布.喹啉分子C—N鍵中，N原子的電負(fù)性大于C原子，因而吸引環(huán)上電子，致使環(huán)上電子云密度下降，帶上部分正電荷，屬“缺π電子結(jié)構(gòu)”物質(zhì)，從而使生物降解反應(yīng)的氧化酶親電子攻擊受到阻礙，導(dǎo)致其生物降解性能降低［22］.而鄰苯二酚由于分子中—OH的存在使得苯環(huán)中原有大π鍵中電子云重新分布，—OH起到“先在基團(tuán)”的作用，此基團(tuán)具有推電子效應(yīng)，該效應(yīng)與單環(huán)芳烴上帶有—COOH取代基從而增加了苯環(huán)上電子云密度情況類似，使苯環(huán)分子極性變強(qiáng)，屬具有“超π電子結(jié)構(gòu)”物質(zhì)而更易發(fā)生親電取代反應(yīng)，因此，其生物降解性能增加［23］.何苗等［24］在對5種雜環(huán)化合物好氧生物降解性能研究時發(fā)現(xiàn)，具有“缺π電子結(jié)構(gòu)”的物質(zhì)好氧生物降解性能顯著低于具有“超π電子結(jié)構(gòu)”的物質(zhì).從污染物疏水特性方面看，上面幾種物質(zhì)的疏水性隨相對分子質(zhì)量的增加而增加，疏水性的增加不利于物質(zhì)接近親水性的酶分子表面，且喹啉的溶解度也小于鄰苯二酚，因此，上述3種污染物的缺氧生物降解速度隨相對分子質(zhì)量的增加而減小，而喹啉的降解性能低于鄰苯二酚.

此外，很多研究結(jié)果表明，難降解有毒有機(jī)污染物生物降解動力學(xué)一般符合抑制性降解動力學(xué)方程，即Andrews動力學(xué)方程［23］.而本研究中，一級降解動力學(xué)很好地擬合了喹啉、吡啶及鄰苯二酚的缺氧降解過程.原因可能是本實驗中污染物質(zhì)量濃度較低（50 mg／L），污染物對微生物有一定的抑制作用，但這種抑制是微弱且可逆的，因此，在停滯期結(jié)束后，微生物一旦適應(yīng)環(huán)境，底物可以被及時降解利用.同時，由圖1可以看出，如果初始底物質(zhì)量濃度進(jìn)一步增加，其對微生物的抑制作用將更加明顯，抑制時間增長，其降解動力學(xué)也將發(fā)生改變.

2.3 葡萄糖共基質(zhì)對污染物缺氧降解性的影響

實際廢水是難、易降解污染物共存混合污水，簡單基質(zhì)存在會對難降解底物的生物降解產(chǎn)生影響，即共代謝作用［24］.實驗考察了不同葡萄糖共基質(zhì)質(zhì)量濃度（50，100，200和500 mg／L）對喹啉、吡啶、鄰苯二酚缺氧降解性能的影響，結(jié)果見表1.葡萄糖是一種極易被完全氧化的有機(jī)物，計算共代謝條件下污染物COD去除率時，假定共基質(zhì)葡萄糖產(chǎn)生的COD在降解結(jié)束時已被完全去除.

由表 1可見，當(dāng)污染物質(zhì)量濃度很低時（如10 mg／L），葡萄糖共基質(zhì)并未對3種污染物COD去除率產(chǎn)生明顯影響.這是因為較低底物質(zhì)量濃度時，污染物對微生物沒有抑制和毒害作用，其缺氧降解COD去除率本身已較高，因此，共代謝作用并不顯著.隨著污染物初始質(zhì)量濃度的增加，共基質(zhì)顯著提高了污染物的生物降解性.但是共代謝作用并不完全隨葡萄糖質(zhì)量濃度的增大而增強(qiáng)，而是存在一個適宜的共基質(zhì)與難降解底物質(zhì)量濃度比例.這是因為共代謝過程中的關(guān)鍵酶在生長基質(zhì)誘導(dǎo)下產(chǎn)生，缺乏專一性，為生長基質(zhì)和目標(biāo)污染物所共有，會相互競爭.當(dāng)生長基質(zhì)過多時，難降解污染物對關(guān)鍵酶的爭奪處于劣勢.當(dāng)生長基質(zhì)過少時，又滿足不了大量微生物生長的需要，誘導(dǎo)不出大量有活性的關(guān)鍵酶.李劍等［25］研究了好氧條件下喹啉在單基質(zhì)和與葡萄糖共基質(zhì)條件下的降解性能，結(jié)果表明共代謝明顯增加了喹啉的去除率，最佳的喹啉與葡萄糖質(zhì)量濃度比為1∶5.7.孫雪景等［26］研究了在不同吡啶和葡萄糖質(zhì)量濃度比下，吡啶和葡萄糖的共代謝降解規(guī)律，結(jié)果表明：吡啶與葡萄糖初始質(zhì)量濃度比為1∶3，1∶5和1∶7時，最終分別有42.7%，63.9%和49.2%的吡啶被完全降解.表1還表明，共代謝作用對自身生物降解性差的污染物降解性能的提高更顯著，200 mg／L葡萄糖共基質(zhì)對喹啉、吡啶、鄰苯二酚（均為 50 mg／L）的 COD去除率提高分別為+10.5%，+6.6%和+8.2%.姚君［27］對共代謝條件下多種難降解有機(jī)污染物的生物降解性進(jìn)行了研究，發(fā)現(xiàn)在共代謝情況下受試有機(jī)物的生物降解性能均有改善，但共代謝作用對不同種類的難降解有機(jī)物生物降解性能所起的作用是不等的.吡咯、吡啶、吲哚3種有機(jī)物由于微生物的共代謝作用，生物降解性能有較大改善，呋喃有一定程度的改善，喹啉和三聯(lián)苯在較低質(zhì)量濃度時，生物降解性能有所改善，但是當(dāng)受試物質(zhì)量濃度大于50 mg／L時，微生物對其不能降解，且對微生物降解葡萄糖產(chǎn)生抑制作用.

2.4 難降解有機(jī)物缺氧生物降解機(jī)理

由2.1中污染物COD去除率和底物去除率的差異可知，3種物質(zhì)在缺氧降解中并沒有全部礦化為CO2和H2O，而是部分生成了可溶性中間有機(jī)物.為此，在其缺氧降解過程中定時采集水樣進(jìn)行了UV-Vis（圖4）和GC-MS分析（表2～4）.本文以活性污泥為接種物，微生物種類豐富，其降解途徑的研究對實際廢水治理中生物降解途徑的選擇和污染控制有重要意義.

由圖4可見，剛接種時，水樣只在污染物特征波長處有吸收峰出現(xiàn).隨著反應(yīng)的進(jìn)行，特征波長處的吸光度逐漸降低，并且有新的吸收峰出現(xiàn)，表明在降解過程中有中間產(chǎn)物生成.以喹啉降解為例（圖4（a）），水樣在波長441，402和335 nm處有新吸收峰出現(xiàn)，并且分別在12，24和48 h時吸光度達(dá)到最大值.結(jié)合GC／MS分析（表2）可知，主要有4種中間產(chǎn)物生成，分別為羥基喹啉、對苯二酚、苯醌和反丁烯二酸.降解至12 h，含量最高的中間產(chǎn)物是羥基喹啉，約占總峰面積的40.93%；隨著反應(yīng)進(jìn)行，羥基喹啉質(zhì)量濃度下降，至24 h時，羥基喹啉的峰面積降至22.5%，而對苯二酚的比例增至25.27%.這是由于羥基喹啉進(jìn)一步轉(zhuǎn)化生成了對苯二酚.當(dāng)反應(yīng)至48 h時，水樣中反丁烯二酸所占比例由24 h的9.55%增至20.28%.由圖4（a）可見，此時水樣在402 nm處的吸光度顯著增大.綜上，推測喹啉可能的缺氧降解路徑見圖5（a）.同樣，結(jié)合圖4（b）和4（c）及表3和4，可得吡啶和鄰苯二酚的降解途徑，見圖5（b）、5（c）.由圖5（a）、5（b）可知，喹啉和吡啶在缺氧降解過程中，均首先發(fā)生了羥基化反應(yīng).雜環(huán)化合物易于發(fā)生羥基化初始反應(yīng)，這是因為N雜原子的存在使環(huán)變得不穩(wěn)定，從而易從水分子羥基中引入氧.Tobaja等［28］在硝酸鹽還原和硫酸鹽還原條件下吡啶降解中均觀測到了中間產(chǎn)物3-羥基吡啶.而Ziagova等［29］用18O水證明喹啉初始氧化中氧是由水提供的.羥基化產(chǎn)物被進(jìn)一步氧化成酮類物質(zhì)并隨后裂解生成低分子酸，最終被氧化成CO2和H2O.對比圖5（c）鄰苯二酚的降解路徑可知，喹啉由于本身已是二羥基化合物，在缺氧降解過程中首先被氧化成2，4-環(huán)已二烯酮，并最終被氧化成CO2和H2O.

目前已知的喹啉降解途徑有4種，分別稱為5，6-Dihydroxy-2（1H）quinolinone途徑、7，8-Dihydroxy-2（1H）quinolinone途 徑、Anthranilate 途 徑 和8-Hydroxycoumarin途徑［21］.本文觀察到喹啉首先在C-3上被氧化成3-羥基喹啉，進(jìn)一步被氧化成苯醌和發(fā)丁烯二酸，與文獻(xiàn)［15］報道的8-Hydroxycoumarin途徑相似.關(guān)于吡啶生物降解途徑的研究目前還集中在好氧降解方面，其缺氧降解機(jī)理研究尚少.文獻(xiàn)［18］提出吡啶在缺氧降解時首先發(fā)生羥基化反應(yīng)，隨后通過還原作用進(jìn)一步降解.而本實驗發(fā)現(xiàn)，吡啶在羥基化反應(yīng)的基礎(chǔ)上被進(jìn)一步氧化裂解生成了低分子酸，并最終礦化.鄰苯二酚的降解路徑與已有的研究報道基本一致，首先氧化成酮，進(jìn)一步氧化裂解生成丁醇，并最終徹底礦化成CO2和H2O.O

2.5 難降解有機(jī)物缺氧生物降解QSBR研究

生物降解是有機(jī)污染物從環(huán)境中去除的主要途徑，通過建立污染物定量結(jié)構(gòu)-生物降解性關(guān)系（QSBR）模型，可根據(jù)化合物的結(jié)構(gòu)推測其生物降解性能.對于溶于水的有機(jī)物，涉及到其在微生物表面的吸附、通過細(xì)胞膜磷脂雙分子層、與酶反應(yīng)中心結(jié)合及其分子結(jié)構(gòu)改變等過程.對于微溶于水的有機(jī)物，還涉及到有機(jī)物溶解、水相擴(kuò)散等過程.因此，從物質(zhì)本身結(jié)構(gòu)出發(fā)，影響生物降解性的因素有溶解性、分子大小、疏水性能、電荷分布、空間排列等參數(shù).其中最重要的影響因素是物質(zhì)的電荷特性及空間結(jié)構(gòu).電性量子化學(xué)參數(shù)可以從微觀角度更深刻、細(xì)致地揭示分子中的電性作用，目前已成為物質(zhì)電性參數(shù)的優(yōu)先選擇.根據(jù)分子軌道理論可知，前線最高占據(jù)軌道能EHOMO和最低空軌道能ELUMO用來衡量分子給予電子和接受電子的能力［30］.在有機(jī)物缺氧生物降解中，受試有機(jī)物要給出電子于硝酸鹽，可以選用EHOMO來表達(dá)其給出電子的能力.分子連接性指數(shù)1Xv是一種拓?fù)鋵W(xué)參數(shù)，可以將分子中原子數(shù)目的加和性和構(gòu)成性的結(jié)構(gòu)信息譯制出來，較好地反映污染物分子的空間結(jié)構(gòu)特性，廣泛用于物質(zhì)反應(yīng)活性的研究［31］.3種污染物的分子連接性指數(shù)1Xv、前線最高占據(jù)軌道能EHOMO和缺氧降解速率常數(shù)Ks見表5.

對表5中數(shù)據(jù)進(jìn)行多元線性回歸，得

其相關(guān)系數(shù)R2=0.979，表明式（5）可較好地反映1Xv、EHOMO和Ks之間的關(guān)系.同時也說明1Xv、EHOMO是與生物降解速率常數(shù)Ks密切相關(guān)的自變量.

何菲等［32］研究了5種酚類化合物好氧生物降解的QSBR模型，認(rèn)為EHOMO是決定酚類化合物生物降解性的主要因素.李詠梅等［19］對焦化廢水中4種雜環(huán)化合物的缺氧降解機(jī)理研究時發(fā)現(xiàn)，缺氧條件下反硝化速率常數(shù)Ks與分子連接性指數(shù)1Xv關(guān)系密切，并建立了污染物降解性Ks與1Xv之間的QSBR模型.戴樹桂等［33］以1Xv和EHOMO作為結(jié)構(gòu)參數(shù)和電性參數(shù)，采用逐步回歸的方法建立了9種酚類和含氮雜環(huán)類污染物的QSBR模型并進(jìn)行了檢驗，結(jié)果表明模型預(yù)測結(jié)果與實驗結(jié)果能較好地吻合.從回歸方程式（5）可以看出，有機(jī)物的空間參數(shù)1Xv和電性參數(shù)EHOMO為影響3種污染物缺氧生物降解性能的重要參數(shù).其中1Xv反映了分子中原子間的相互連接情況、分支分布，以及分子的形狀和體積.1Xv越小，分子體積越小，愈容易透過細(xì)胞膜進(jìn)入微生物中與細(xì)胞酶發(fā)生氧化作用，其生物降解性愈好.江敏［34］研究了吡啶、喹啉、吲哚和臨甲酚的缺氧生物降解性，1Xv越大，降解速率常數(shù)越小，辛醇／水分配系數(shù)越大，降解速率常數(shù)越小.另外，污染物酶的催化轉(zhuǎn)化是通過與酶的活性點形成氫鍵或共價鍵而進(jìn)行的，污染物的缺氧生物降解屬親電反應(yīng)，受污染物化學(xué)結(jié)構(gòu)及分子電性的影響.EHOMO與分子電離勢相關(guān)，可以作為分子給出電子能力的量度，其值為負(fù)值，值越大，表明該分子軌道中的電子越不穩(wěn)定，給電子的能力越大.回歸方程式中，EHOMO與生物降解性能之間存在著正向相關(guān)性，即隨著分子最高占據(jù)軌道能量水平的升高，化合物給出電子的能力越強(qiáng)，生物降解性能越強(qiáng)，越容易發(fā)生生物代謝.反之，生物降解性能越差［30］.

3 結(jié) 論

1）喹啉、吡啶、鄰苯二酚3種煤制氣廢水典型有機(jī)污染物均可在缺氧條件下被反硝化菌利用而降解，其缺氧生物降解速率常數(shù)大小順序為：吡啶＞鄰苯二酚＞喹啉.

2）適當(dāng)比例下，簡單基質(zhì)葡萄糖的共存可以提高難降解污染物缺氧降解性能.過高比例的生長基質(zhì)或目標(biāo)污染物均會影響共代謝的效果.

3）共代謝作用對自身生物降解性差的污染物降解性能的提高更為顯著.

4）典型污染物缺氧代謝中間產(chǎn)物的UV-Vis和GC／MS分析結(jié)果表明，喹啉和吡啶的降解均始于分子羥基化反應(yīng)，隨后進(jìn)一步氧化開環(huán)裂解.

5）3種典型污染物的缺氧生物降解速率常數(shù)Ks與分子連接性指數(shù)1Xv和前線最高占據(jù)軌道能EHOMO有很好的相關(guān)性，其多元回歸方程為Ks=-2.181Xv+5.06 EHOMO+56.85.

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（編輯 劉 彤）

Treatment of typical organic pollutants by acclimated activated sludge under anoxic conditions

HAN Hongjun，XU Peng，JIA Shengyong，ZHUANG Haifeng，HOU Baolin，WANG Dexin，LI Kun，ZHAO Qian，MA Wencheng

（School of Municipal and Environmental Engineering，Harbin Institute of Technology，150090 Harbin，China）

In order to investigate the anoxic biodegradability and degradation pathway of three typical organic pollutants（quinoline，pyridine and catechol）in coal gasification wastewater，the acclimated anoxic activated sludge used as seeded sludge with NO3--N as electron acceptor，and the anoxic degradation intermediates of the three pollutants were determined by UV-Vis and GC／MS analysis.Results showed that the inhibitory and toxic effects of the three compounds strengthened with the increase of the initial concentration.The residual concentration with the of its initial concentration 48 h anoxic treatment.The anoxic degradation rate constants of the three pollutants in descending order were pyridine，catechol and quinoline.The pollutants were partly converted into intermediates which were more refractory than the original compounds，instead of being mineralized to CO2and H2O.The anoxic biodegradability of these pollutants enhanced with the addition of glucose as co-substrate.The co-metabolism effects were more significant when the pollutants were more refractory.The degradation of quinoline and pyridine initiated with the hydroxylation reaction.The possible degradation pathways were proposed based on the intermediates analysis.QSBR studies of the above three compounds showed that biodegradation rate constant（Ks）was significantly correlated with molecular connectivity indices1Xvas well as highest occupied molecular orbital EHOMO.

anoxic degradation；QSBR；co-metabolism；biodegradability；pathway

X703

A

0367-6234（2015）08-0030-08

10.11918／j.issn.0367-6234.2015.08.007

2014-09-15.

國家自然科學(xué)基金青年基金（51308149）；國家水專項經(jīng)費資助項目（2008ZX07207）；哈爾濱工業(yè)大學(xué)自主課題（2013DX10）.

韓洪軍（1956—），男，教授，博士生導(dǎo)師.

韓洪軍，han13946003379＠163.com.