活性污泥法降解三溴苯酚

顧 雍, 孫賢波, 劉勇弟, 鄔莎娜, 陳 強(qiáng), 陳 穎

(華東理工大學(xué)資源與環(huán)境工程學(xué)院,國(guó)家環(huán)境保護(hù)化工過(guò)程環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)與控制重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,上海 200237)

?

活性污泥法降解三溴苯酚

顧 雍, 孫賢波, 劉勇弟, 鄔莎娜, 陳 強(qiáng), 陳 穎

(華東理工大學(xué)資源與環(huán)境工程學(xué)院,國(guó)家環(huán)境保護(hù)化工過(guò)程環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)與控制重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,上海 200237)

為探究三溴苯酚(TBP)在活性污泥系統(tǒng)中的降解過(guò)程,采用馴化活性污泥的方法,考察了初始濃度、pH、溫度、外加碳源、重金屬及絡(luò)合劑對(duì)活性污泥降解三溴苯酚的影響。研究表明,當(dāng)三溴苯酚質(zhì)量濃度為10～50 mg/L時(shí),降解過(guò)程符合零級(jí)動(dòng)力學(xué)。活性污泥對(duì)三溴苯酚的比基質(zhì)吸附速率qbd隨pH增大而減小,且當(dāng)pH為7.0～8.0時(shí),有利于生物降解。苯酚和雙酚A作為外加碳源時(shí)對(duì)三溴苯酚的降解產(chǎn)生抑制作用。Cu2+和Ni2+的存在也抑制了三溴苯酚的降解,且Ni2+的抑制效應(yīng)要強(qiáng)于Cu2+。檸檬酸作為絡(luò)合劑通過(guò)降低水相中游離金屬離子的濃度可以減弱重金屬對(duì)活性污泥的抑制作用,當(dāng)Cu2+與檸檬酸物質(zhì)的量之比為1∶4時(shí),Cu2+的抑制效應(yīng)完全可以清除。

三溴苯酚; 外加碳源; 重金屬; 絡(luò)合劑

鹵代芳香烴由于其毒性、持久性和生物富集性而對(duì)環(huán)境產(chǎn)生危害[1],其中溴代酚類物質(zhì)可以通過(guò)食物鏈富集進(jìn)入人體[2]。在溴代酚類物質(zhì)中,三溴苯酚(TBP)作為一種重要的阻燃劑中間體而被廣泛應(yīng)用[3],其在水體和土壤中已被檢測(cè)到[4],甚至在血液中也能檢測(cè)到相當(dāng)高濃度的三溴苯酚[5]。目前國(guó)內(nèi)外對(duì)于三溴苯酚的生物處理技術(shù)研究主要集中于降解菌的篩選和分離,以期獲得三溴苯酚的高效降解菌,例如Desulfovibriostrain[6]和Bacillussp.GTZ[7]。其次,在篩選所得降解菌的基礎(chǔ)上研究混合菌株的協(xié)同效應(yīng)對(duì)三溴苯酚降解的影響[8-9]。然而通過(guò)好氧活性污泥實(shí)現(xiàn)三溴苯酚的脫溴和降解研究并不多見(jiàn),作為最為傳統(tǒng)同時(shí)也是應(yīng)用范圍最廣的生物處理技術(shù),有必要對(duì)活性污泥降解三溴苯酚及其影響因素進(jìn)行研究。

本文考察了活性污泥系統(tǒng)三溴苯酚的降解動(dòng)力學(xué)，并考察了三溴苯酚初始質(zhì)量濃度、pH、溫度、外加碳源、重金屬和絡(luò)合劑的掩蔽作用對(duì)活性污泥系統(tǒng)下三溴苯酚降解動(dòng)力學(xué)的影響。

1 實(shí)驗(yàn)部分

1.1 試劑

三溴苯酚(純度>98%)和雙酚A(純度>99%)購(gòu)自上海泰坦公司,其余藥品均為分析純,由上海凌峰化學(xué)試劑有限公司提供。

1.2 污泥的培養(yǎng)與馴化

所用污泥取自上海某污水處理廠,污泥用自來(lái)水清洗3次然后曝氣24 h,之后注入完全混合式反應(yīng)器(CSTR)中，反應(yīng)器如圖1所示。完全混合式反應(yīng)器由兩部分組成:曝氣區(qū)和沉降區(qū),體積分別為2 L和1 L。水力停留時(shí)間(HRT)和污泥齡(SRT)分別控制在8 h和7 d。采用梯度馴化的方式,依次提高三溴苯酚的質(zhì)量濃度,完全混合式反應(yīng)器穩(wěn)定運(yùn)行3個(gè)月。配制的模擬廢水由營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)、微量元素和堿組成以滿足微生物生長(zhǎng)的需求,元素質(zhì)量比m(C)∶m(N)∶m(P)=100∶5∶1,在馴化系統(tǒng)穩(wěn)定狀態(tài)下,進(jìn)水中三溴苯酚的質(zhì)量濃度為200 mg/L,最終配水組成如表1所示。在馴化過(guò)程中,溫度(T)、溶解氧(DO)、污泥質(zhì)量濃度(MLSS)、污泥沉降比(SV)和污泥容積指數(shù)(SVI)作為日常監(jiān)測(cè)污泥性狀的指標(biāo)?；钚晕勰嘞到y(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)行,出水中三溴苯酚的質(zhì)量濃度低于檢測(cè)線,出水化學(xué)需氧量COD穩(wěn)定在50 mg/L左右,表明活性污泥系統(tǒng)馴化完成且運(yùn)行穩(wěn)定,活性污泥可以作為批次實(shí)驗(yàn)的泥源進(jìn)行后續(xù)實(shí)驗(yàn)。

1.3 實(shí)驗(yàn)儀器

LC-10ATV型高效液相色譜,日本島津公司;ICS-1000型離子色譜,美國(guó)戴安公司;PB-10型pH計(jì),德國(guó)賽多利斯公司;SPX-250B-D型振蕩培養(yǎng)箱,上海博迅實(shí)業(yè)公司;BT100-1F型蠕動(dòng)泵,保定蘭格恒流泵有限公司。

圖 1 完全混合式反應(yīng)器Fig.1 CSTR表1 合成廢水配水表Table 1 Composition of synthetic effluent

CompoundMassconcentration/(mg·L-1)KHC8H4O4360NH4Cl180TBP200NaHCO3400KH2PO474CaCl20.73FeCl3·6H2O0.45MgCl2·6H2O1.33MnSO4·H2O0.30

1.4 分析方法

三溴苯酚測(cè)定采用高效液相色譜法,色譜條件:甲醇與水體積比為80∶20,流速1 mL/min,進(jìn)樣量10 μL,柱溫40 ℃,檢測(cè)波長(zhǎng)278 nm;溴離子測(cè)定采用離子色譜法,淋洗液Na2CO3(9 mmol/L,1 mL/min);污泥質(zhì)量濃度的測(cè)定方法采用質(zhì)量法。

1.5 實(shí)驗(yàn)方法

采用批次實(shí)驗(yàn)的方法,三溴苯酚降解實(shí)驗(yàn)步驟如下:取馴化污泥40 mL,12 000 r/min離心5 min,棄去上清液,將殘留污泥加入預(yù)先配置的三溴苯酚溶液(溶液的溫度,三溴苯酚初始質(zhì)量濃度,pH,重金屬離子濃度和絡(luò)合劑的投加量根據(jù)具體實(shí)驗(yàn)條件而定),泥水混合液的體積為200 mL,置于恒溫振蕩培養(yǎng)箱中(除考查溫度影響外,均設(shè)置于25 ℃),以200 r/min的轉(zhuǎn)速振蕩反應(yīng)。定時(shí)取樣5 mL于離心管中,混合液采用4 000 r/min離心10 min后取上清液測(cè)定相關(guān)指標(biāo)。

在批次實(shí)驗(yàn)的基礎(chǔ)之上采用FBR法[10]:用蠕動(dòng)泵以1.25 mL/min的流速將質(zhì)量濃度為1 000 mg/L的三溴苯酚培養(yǎng)液連續(xù)輸入1 L生化反應(yīng)器中,25 ℃恒溫培養(yǎng),磁力攪拌混合并曝氣供氧,定時(shí)取樣,混合液采用4 000 r/min離心10 min后取上清液,測(cè)定水相中三溴苯酚的質(zhì)量濃度。由水相中三溴苯酚質(zhì)量濃度的增加得到生化反應(yīng)器中殘留三溴苯酚的增加速率Q(TBPres) (mg/min),結(jié)合三溴苯酚的投加速率Q(TBPin) (mg/min),便可得到相應(yīng)條件下三溴苯酚的利用速率Qmax(mg/min)。兼顧考慮吸附和降解對(duì)三溴苯酚去除過(guò)程的貢獻(xiàn)及MLSS的影響,得到比基質(zhì)利用速率qmax(d-1)、比基質(zhì)降解速率qbio(d-1)和比基質(zhì)吸附速率qbd(d-1)存在如下關(guān)系:

(1)

2 結(jié)果與討論

2.1 活性污泥系統(tǒng)下三溴苯酚的降解動(dòng)力學(xué)及其降解與脫溴的關(guān)系

三溴苯酚初始質(zhì)量濃度為10 mg/L時(shí)三溴苯酚的降解和脫溴情況如圖2所示(活性污泥質(zhì)量濃度為600 mg/L)。在活性污泥系統(tǒng)中,三溴苯酚的降解動(dòng)力學(xué)過(guò)程可以用Monod方程來(lái)描述:

(2)

其中:v表示比降解速率;S表示基質(zhì)濃度;Ks表示半飽和常數(shù)。由方程可知三溴苯酚的降解速率同時(shí)受到半飽和常數(shù)和基質(zhì)濃度的影響,當(dāng)基質(zhì)濃度S>>Ks時(shí),降解動(dòng)力學(xué)過(guò)程可以簡(jiǎn)化為零級(jí)動(dòng)力學(xué)過(guò)程。李娟英[11]研究表明處于貧營(yíng)養(yǎng)狀態(tài)下活性污泥降解苯胺的Ks=0.09 mg/L,馴化所得的微生物菌群具有貧營(yíng)養(yǎng)細(xì)菌的特性[12],降解過(guò)程符合零級(jí)動(dòng)力學(xué)過(guò)程。本活性污泥系統(tǒng)中的污泥馴化穩(wěn)定后長(zhǎng)期處于貧營(yíng)養(yǎng)狀態(tài)(穩(wěn)態(tài)下三溴苯酚的質(zhì)量濃度低于檢出限),具備上述特性,因此采用零級(jí)動(dòng)力學(xué)對(duì)三溴苯酚的降解過(guò)程進(jìn)行描述,同時(shí)考慮到三溴苯酚作為酚類物質(zhì)具有疏水性,因此活性污泥接觸三溴苯酚的初始階段,三溴苯酚的去除應(yīng)當(dāng)包括生物吸附和生物降解,前期活性污泥對(duì)雙酚A的吸附研究表明20 min內(nèi)可以基本達(dá)到吸附平衡[13],因此對(duì)20 min后的數(shù)據(jù)點(diǎn)采用零級(jí)擬合,當(dāng)三溴苯酚初始質(zhì)量濃度為10 mg/L時(shí),得到的結(jié)果為ρ(TBP)= -0.116t+9.4 (R2=0.998),擬合結(jié)果的線性程度較好,則三溴苯酚在pH=7.0和溫度為25 ℃下qbio為0.28 d-1。同時(shí)比較三溴苯酚降解和脫溴可知,三溴苯酚的降解量越大則降解過(guò)程中的脫溴量越大,表明脫溴是三溴苯酚降解過(guò)程中的一個(gè)重要步驟。同時(shí),80 min內(nèi)三溴苯酚降解基本完全,而溴離子的質(zhì)量濃度則在80 min后繼續(xù)增加,最終100 min內(nèi)的脫溴量(7.26 mg/L)與10 mg/L的三溴苯酚理論含溴量(7.25 mg/L)相近,表明活性污泥會(huì)對(duì)三溴苯酚的溴代中間產(chǎn)物繼續(xù)進(jìn)行脫溴降解,降解過(guò)程中基本完全脫溴。

圖2 活性污泥系統(tǒng)三溴苯酚降解和脫溴隨時(shí)間變化曲線Fig.2 Degradation and debromination curves of TBP in activated sludge system

2.2 三溴苯酚的初始質(zhì)量濃度對(duì)活性污泥降解三溴苯酚的影響

三溴苯酚作為內(nèi)分泌干擾物和持久性有機(jī)污染物具有生物毒性[14]?？疾烊灞椒拥馁|(zhì)量初始濃度對(duì)馴化過(guò)的活性污泥降解三溴苯酚的影響,從而考察三溴苯酚在高質(zhì)量濃度下是否對(duì)馴化過(guò)的活性污泥存在抑制作用。圖3所示為不同三溴苯酚初始質(zhì)量濃度下活性污泥去除三溴苯酚的比降解速率圖，初始反應(yīng)條件為pH=7.0,活性污泥質(zhì)量濃度600 mg/L,溫度(25±1) ℃。由圖3可知,三溴苯酚質(zhì)量濃度為10～50 mg/L時(shí),qbio幾乎不受質(zhì)量濃度變化的影響;但當(dāng)三溴苯酚的質(zhì)量濃度增加到80 mg/L時(shí),qbio明顯減小,可見(jiàn)高質(zhì)量濃度的三溴苯酚會(huì)對(duì)活性污泥產(chǎn)生毒性作用,從而影響污泥的降解活性。

圖3 不同三溴苯酚初始質(zhì)量濃度下活性污泥 去除三溴苯酚的比降解速率Fig.3 Specific degradation rate of TBP in activated sludge system under different initial concentrations

2.3 pH對(duì)活性污泥降解三溴苯酚的影響

pH會(huì)影響生物活性,同時(shí)會(huì)改變?nèi)灞椒釉谒械拇嬖谛螒B(tài)以及污泥的表面電荷,從而影響三溴苯酚與活性污泥間的相互作用。本文考察不同的pH對(duì)活性污泥降解三溴苯酚的影響，如圖4所示。反應(yīng)條件為三溴苯酚質(zhì)量濃度10 mg/L,活性污泥質(zhì)量濃度260 mg/L,溫度(25±1) ℃?；钚晕勰鄬?duì)三溴苯酚的去除過(guò)程是由污泥吸附和污泥降解兩部分共同組成的。由圖4可知,pH為6.0、7.0、8.0、9.0下,qbio表現(xiàn)為先增大后減小,且pH=8.0時(shí)活性污泥具有最大的qbio,污泥的降解活性最好。鑒于三溴苯酚高質(zhì)量濃度下存在毒性作用,而在10～50 mg/L范圍內(nèi)對(duì)降解過(guò)程沒(méi)有影響,因此生態(tài)處理技術(shù)FBR法測(cè)定時(shí)間定為50 min,FBR實(shí)驗(yàn)結(jié)果如表2所示,pH為6.0、7.0、8.0、9.0時(shí)qmax依次減小,由qmax和qbio可得pH為6.0、7.0、8.0、9.0時(shí)的qbd為1.00、0.81、0.69、0.03 d-1,由此可知酸性條件下有利于污泥吸附,并且qbd隨著pH的上升而減小。

圖4 不同pH條件下活性污泥降解三溴苯酚的比降解速率Fig.4 Specific degradation rate of TBP in activated sludge system under different pH values表2 FBR法測(cè)定實(shí)驗(yàn)結(jié)果Table 2 Results of FBR experiments

pHQ(TBPin)/(mg·min-1)Q(TBPres)/(mg·min-1)ρ(MLSS)/(mg·L-1)qmax/d-16.01.250.9973301.227.01.250.9933301.108.01.251.0483100.999.01.251.1813300.30

2.4 溫度對(duì)活性污泥降解三溴苯酚的影響

活性污泥降解有機(jī)物具有其適應(yīng)的溫度范圍,溫度過(guò)高和過(guò)低都會(huì)影響污泥的活性。本文考察了活性污泥在15～45 ℃條件下溫度對(duì)qbio的影響,如圖5所示。初始反應(yīng)條件為活性污泥質(zhì)量濃度300 mg/L,三溴苯酚質(zhì)量濃度10 mg/L,pH=7.0。由圖5可知,活性污泥在35 ℃時(shí)的降解活性明顯提升,表明在15～35 ℃的溫度范圍生物降解過(guò)程符合一般酶促反應(yīng)的規(guī)律,升高溫度有利于反應(yīng)速率的加快,但當(dāng)溫度升高至45 ℃時(shí),qbio顯著減小,主要是由于蛋白質(zhì)對(duì)溫度敏感,隨著溫度的升高會(huì)發(fā)生不可逆的破壞,從而導(dǎo)致微生物的死亡。

圖5 不同溫度下活性污泥去除三溴苯酚的比降解速率Fig.5 Specific degradation rate of TBP in activated sludge system under different temperatures

2.5 外加碳源對(duì)活性污泥降解三溴苯酚的影響

有機(jī)碳源可能會(huì)為三溴苯酚的降解過(guò)程提供額外的能量,從而影響三溴苯酚的降解過(guò)程[15-16]。本文考察了葡萄糖、雙酚A和苯酚作為外加碳源對(duì)三溴苯酚降解過(guò)程的影響，如圖6、圖7所示。

圖6 第二碳源對(duì)活性污泥去除三溴苯酚的影響Fig.6 Influence of additional carbon source on removal of TBP in activated sludge system

初始反應(yīng)條件為活性污泥質(zhì)量濃度350 mg/L,三溴苯酚質(zhì)量濃度10 mg/L,外加碳源質(zhì)量濃度100 mg/L,pH=7.0，溫度(25±1) ℃。由圖6可知,三溴苯酚的降解量大小順序在外加碳源存在下表現(xiàn)為:參照組=葡萄糖>苯酚>雙酚A。由圖7可知,降解過(guò)程的脫溴量大小順序在外加碳源存在下表現(xiàn)為:葡萄糖>參照>苯酚>雙酚A。結(jié)果表明,結(jié)構(gòu)類似物苯酚和雙酚A的存在對(duì)三溴苯酚的降解過(guò)程產(chǎn)生了抑制作用,并且雙酚A的抑制作用大于苯酚的抑制作用,產(chǎn)生抑制的原因可能由于苯酚和雙酚A同樣作為酚類物質(zhì)會(huì)與三溴苯酚競(jìng)爭(zhēng)吸附到活性污泥的表面上,從而影響三溴苯酚的代謝過(guò)程。易降解碳源葡萄糖的存在增大了三溴苯酚降解過(guò)程中的脫溴量，表明葡萄糖的存在加速了三溴苯酚中間產(chǎn)物的降解,且在反應(yīng)條件下葡萄糖作為主要基質(zhì)提供微生物代謝所需能量而強(qiáng)化次要基質(zhì)的降解,與文獻(xiàn)[17]等的研究結(jié)果類似。

圖7 第二碳源對(duì)活性污泥去除三溴苯酚過(guò)程中脫溴的影響Fig.7 Influence of additional carbon source on debromination of TBP in activated sludge system

2.6 重金屬對(duì)活性污泥降解三溴苯酚的影響

選用Cu2+和Ni2+這兩種水體中常見(jiàn)的重金屬作為研究對(duì)象,考察它們對(duì)生物降解過(guò)程的影響。Cu2+和Ni2+存在時(shí)的比降解速率如圖8所示，初始反應(yīng)條件為pH=7.0,MLSS質(zhì)量濃度350 mg/L,TBP質(zhì)量濃度10 mg/L,溫度(25±1) ℃。

圖8 Cu2+和Ni2+對(duì)三溴苯酚的比降解速率的影響Fig.8 Influence of Cu2+ and Ni2+ on specific degradation rate of TBP in activated sludge system

由圖8可知，在Cu2+和Ni2+存在的條件下,qbio隨著金屬質(zhì)量濃度的升高而減小。其中Ni2+的抑制作用大于Cu2+的抑制作用,且當(dāng)Cu2+和Ni2+的質(zhì)量濃度為1 mg/L時(shí)產(chǎn)生了明顯的抑制作用。金屬離子會(huì)通過(guò)與生物酶(例如—SH)的相互作用抑制微生物對(duì)有機(jī)污染物的降解[18]。

2.7 重金屬絡(luò)合劑對(duì)活性污泥降解三溴苯酚的影響

水體中的絡(luò)合劑會(huì)與重金屬絡(luò)合從而可能通過(guò)掩蔽作用減弱重金屬對(duì)活性污泥的毒性作用,本文選取酒石酸和檸檬酸兩種常見(jiàn)的且易生物降解的絡(luò)合劑,考察在Cu2+存在下,絡(luò)合劑對(duì)生物降解過(guò)程的影響,如圖9和圖10所示。反應(yīng)初始條件為活性污泥中Cu2+、三溴苯酚質(zhì)量濃度分別為300、10 mg/L,pH=7.0,溫度(25±1) ℃。當(dāng)Cu2+與酒石酸的物質(zhì)的量之比分別為1∶2和1∶4時(shí),qbio依次為0.03 d-1和0.04 d-1,與單獨(dú)Cu2+相比，qbio幾乎沒(méi)有提高。當(dāng)Cu2+與檸檬酸的物質(zhì)的量之比分別為1∶2和1∶4時(shí),qbio明顯提高,依次為0.25 d-1和0.34 d-1；且當(dāng)Cu2+與檸檬酸的物質(zhì)的量之比為1∶4時(shí),銅離子的抑制效應(yīng)完全清除。結(jié)果表明添加檸檬酸作為絡(luò)合劑可以在一定程度上減弱重金屬對(duì)活性污泥的抑制作用,并且檸檬酸的效果優(yōu)于酒石酸,主要原因在于檸檬酸金屬離子的絡(luò)合能力要優(yōu)于酒石酸,從而減少了水相中游離金屬離子的濃度,進(jìn)而減小了抑制效應(yīng)。

圖9 酒石酸對(duì)活性污泥去除三溴苯酚過(guò)程的影響Fig.9 Influence of tartaric acid on removal of TBP in activated sludge system

圖10 檸檬酸對(duì)活性污泥去除三溴苯酚過(guò)程的影響Fig.10 Influence of citric acid on removal of TBP in activated sludge system

3 結(jié) 論

(1) 貧營(yíng)養(yǎng)環(huán)境下馴化所得的活性污泥,在三溴苯酚初始質(zhì)量濃度為10～50 mg/L時(shí),降解過(guò)程符合零級(jí)動(dòng)力學(xué)。當(dāng)三溴苯酚的質(zhì)量濃度增加到80 mg/L時(shí),qbio明顯減小,高濃度的三溴苯酚對(duì)馴化過(guò)的活性污泥仍然會(huì)產(chǎn)生毒性作用。

(2) 當(dāng)pH為6.0、7.0、8.0、9.0時(shí)，qbio分別為0.22、0.29、0.30、0.27 d-1,qbd分別為1.00、0.81、0.69、0.03 d-1。活性污泥對(duì)三溴苯酚的比吸附速率隨pH增大而減小。

(3) 15～35 ℃內(nèi)生物降解過(guò)程符合一般酶促反應(yīng)的規(guī)律,升高溫度有利于反應(yīng)速率的加快,35 ℃時(shí)qbio為0.38 d-1,繼續(xù)升高溫度至45 ℃時(shí),qbio減小為0.03 d-1。

(4) 苯酚和雙酚A作為外加碳源時(shí)對(duì)三溴苯酚的降解產(chǎn)生抑制作用。葡萄糖作為外加碳源可以促進(jìn)三溴苯酚降解過(guò)程中脫溴量的增加。

(5) Cu2+和Ni2+的存在均抑制了三溴苯酚的降解,且Ni2+的抑制效應(yīng)要強(qiáng)于Cu2+。檸檬酸作為絡(luò)合劑可以減弱Cu2+對(duì)活性污泥的抑制作用,當(dāng)Cu2+與檸檬酸物質(zhì)的量之比為1∶4時(shí),Cu2+的抑制效應(yīng)完全可以清除。

[1] SIM W J,LEE S H,LEE I S,etal.Distribution and formation of chlorophenols and bromophenols in marine and riverine environments[J].Chemosphere,2009,77(4):552-558.

[2] KNOB R,MARA J,STANOVA A,etal.Determination of brominated phenols in water samples by on line coupled isotachophoresis with capillary zone electrophoresis[J].Journal of Chromatography A,2010,1217(20):3446-3451.

[3] YAMAD T,TAKAHAMA Y,YAMADA Y.Biodegradation of 2,4,6-tribromophenol byOchrobactrumsp. strain TB01[J].Bioscience Biotechnology & Biochemistry,2008,72(5):1264-1271.

[4] THOMSON C,LUNDANES E,BECHER G.Brominated flame retardants in plasma samples from three different occupational groups in Norway[J].Journal of Environmental Monitoring,2001,3(4):366-70.

[5] RONEN Z,VISNOVSKY S,NEJIDAT A.Soil extracts and co-culture assist biodegradation of 2,4,6-tribromophenol in culture and soil by an auxotrophicAchromobacterpiechaudiistrain TBPZ[J].Soil Biology & Biochemistry,2005,37(9):1640-1647.

[6] BOYLE A W,PHELPS C D,YOUNG L Y.Isolation from estuarine sediments of a Desulfovibrio strain which can grow on lactate coupled to the reductive dehalogenation of 2,4,6-tribromophenol[J].Applied & Environmental Microbiology,1999,65(3):1133-1140.

[7] ZU Lei,LI Guiying,AN Taicheng,etal. Biodegradation kinetics and mechanism of 2,4,6-tribromophenol byBacillussp.GZT:A phenomenon of xenobiotic methylation during debromination[J].Bioresource Technology,2012,110(2):153-159.

[8] 王淮,程莎莎,姚日生.銅綠假單胞菌TBPY與黏質(zhì)沙雷氏菌SMA協(xié)同降解三溴苯酚的特性[J].化工進(jìn)展,2009,28(S2):192-195.

[9] 程莎莎,王淮,姚日生,等.混合菌株對(duì)三溴苯酚的降解特性[J].環(huán)境化學(xué),2011,30(9):1576-1581.

[10] WILLIAMSON K J,MCCARTY P L.Rapid measurement of monod half-velocity coefficients for bacterial kinetics[J].Biotechnology & Bioengineering,1975,17(6):915-924.

[11] 李娟英.低濃度污染物生物處理特性研究[D].上海:華東理工大學(xué),2005.

[12] 王占生,劉文君.微生物水源飲用水處理[M].北京:建筑工業(yè)出版社.1999:79-80.

[13] GU Yong,SUN Xianbo,LIU Yongdi.Biodegradation and biosorption of Bisphenol A in activated sludge system[J].Research on Chemical Intermediate,2016,42(5):4289-4301.

[14] DENG Jun,LIU Chunsheng,YU Liqin,etal.Chronic exposure to environmental levels of tribromophenol impairs zebrafish reproduction[J].Toxicology & Applied Pharmacology,2010,243(1):87-95.

[15] AZIZ C E,GEORGIOU G,SPEITE G E.Cometabolism of chlorinated solvents and binary chlorinated solvent mixtures usingM.trichosporiumOB3b PP358[J].Biotechnology & Bioengineering,1999,65(1):100-107.

[16] GIRBAL L,ROLS J L,LINDLEY N D.Growth rate influences reductive biodegradation of the organophosphorus pesticide demeton byCorynebacteriumglutamicum[J].Biodegradation,2000,11(6):371-376.

[17] LAPAT-POLASKO L,MCCARTY P L,ZEHNDER A.Secondary substrate utilization of methylene chloride by an isolated strain ofPseudomonassp.[J].Applied & Environmental Microbiology,1984,47(4):825-30.

[18] SANDRIN T R,MAIER R M.Impact of metals on the biodegradation of organic pollutants.[J].Environmental Health Perspectives,2003,111(8):1093-1101.

Biodegradation of Tribromophenol in Activated Sludge System

GU Yong, SUN Xian-bo, LIU Yong-di, WU Sha-na, CHEN Qiang, CHEN Ying

(School of Resources and Environmental Engineering,State Environmental Protection Key Laboratory of Environmental Risk Assessment and Control on Chemical Process,East China University of Science and Technology,Shanghai 200237,China)

The acclimated sludge was used to investigate the influence of initial TBP concentration,pH,temperature,additional carbon sources,heavy metal and chelant on the degradation of tribromophenol (TBP) in activated sludge system.The experimental results showed that degradation of TBP followed the zero-order reaction in the concentration range of 10-50 mg/L.The specific biosorption rateqbddecreased with the increase of pH and pH 7.0-8.0 was in favor of biodegradation.Phenol and BPA as additional carbon sources inhibited the biodegradation of TBP.Both Cu2+and Ni2+also inhibited the biodegradation of TBP,while the inhibitory effect of Ni2+on biodegradation of TBP was stronger than that of Cu2+.Citric acid as chelant reduced the inhibitory effect of Cu2+by reducing free Cu2+in water phase.Whenn(Cu2+)∶n(Citric acid) was 1∶4,the inhibition of Cu2+was completely eliminated.

tribromopheol; additional carbon source; heavy metal; chelant

1006-3080(2016)05-0664-06

10.14135/j.cnki.1006-3080.2016.05.012

2016-03-08

顧 雍(1991-),男,江蘇建湖人,博士生,研究方向?yàn)閺U水處理。E-mail:guyong2007@sina.com

孫賢波,E-mail:xbsun@ecust.edu.cn

X83

A