電子供體在2，4，6-三氯酚和硫酸鹽同時(shí)降解中的作用

孫立柱 沈永 王成琦

摘 ?要：?在不少工業(yè)廢水中，往往同時(shí)存在2，4，6-三氯酚（TCP）和硫酸鹽等污染物。生物還原法是一種有效的方法，能同時(shí)去除水中的這些污染物。采用了丙酮酸（C₃H₄O₃）作為外源電子供體還原TCP和硫酸鹽。當(dāng)單獨(dú)還原TCP或硫酸鹽時(shí)，它們的還原速率隨著C₃H₄O₃加入量的增加而增加。當(dāng)TCP與硫酸鹽共存時(shí)，加入相同量的C₃H₄O₃，由于TCP與硫酸鹽還原菌對電子的競爭作用，導(dǎo)致它們的還原速率均有所降低。當(dāng)C₃H₄O₃進(jìn)一步增加時(shí)，這種對電子的競爭情況可以得到緩解。

關(guān)鍵詞：?硫酸鹽;?2，4，6-三氯酚（TCP）;?還原;?生物降解;?電子供體

中圖分類號： TQ 174.75 ???文獻(xiàn)標(biāo)志碼：?A ???文章編號：?1000-5137（2020）05-0575-06

The role of electron donor in simultaneous degradation of 2，4，6-trichlorophenol and sulfate

SUN Lizhu， SHEN Yong， WANG Chengqi

（Everbright Water（Suzhou） Co.， Ltd.， Suzhou 215128， Jiangsu， China）

Abstract：?It is common that industrial wastewater contains 2，4，6-trichlorophenol（TCP）?and sulfate simultaneously.Biological reduction is an effective method to remove the pollutants in the wastewater simultaneously.Pyruvic acid was used as an external electron donor to reduce TCP and sulfate in this work.TCP and sulfate removal rates increased with the increase of pyruvic acid added when they were biodegraded alone.TCP and sulfate removal rates decreased with the same amount of pyruvic acid added when they were biodegraded simultaneously，due to the competition for electron donor between TCP and sulfate-degrading bacteria. The competition for electrons could be relieved when the amount of pyruvic acid was further increased.

Key words：?sulfate;?2，4，6-thrichlorophenol（TCP）;?reduction;?biodegradation;?electron donor

0 ?引 ?言

在木材防腐劑、除草劑、殺菌劑、制藥、染料、造紙和焦化等工業(yè)廢水中，往往既含有大量的硫酸鹽，又含有其他高濃度有機(jī)污染物，諸如2，4，6-三氯酚（TCP）等^[1]，形成了一種復(fù)合的工業(yè)廢水污染。

TCP是一種氯酚類化合物，由于該類物質(zhì)是人工合成的具有芳環(huán)結(jié)構(gòu)和氯原子結(jié)構(gòu)的生物外源性物質(zhì)，在自然環(huán)境條件下，缺乏能有效降解該類化合物的生物體，常?？梢詸z測到該類物質(zhì)的存在^[2-3]。另外，TCP等化合物對人還具有較強(qiáng)的毒害作用，它可以通過皮膚表面或口腔黏膜等的接觸途徑，進(jìn)入到人體，對眼睛、皮膚和上呼吸道產(chǎn)生強(qiáng)烈的刺激作用。與此同時(shí)，氯酚類化合物還能與細(xì)胞中的蛋白質(zhì)接觸，形成不溶性蛋白質(zhì)，使其發(fā)生變性，從而使細(xì)胞失去活性。近年來大量的研究資料表明氯酚類化合物對人類還具有“三致”作用^[4-7]。

工業(yè)廢水中的硫酸鹽隨著廢水的排放，會引起地表水的酸化，使天然水體中的水生動(dòng)物無法生存，同時(shí)也會導(dǎo)致水生植物死亡。相比氯酚類污染，硫酸鹽本身毒性相對較小，但硫酸鹽在自然環(huán)境中還原所產(chǎn)生的硫化物卻會導(dǎo)致水體散發(fā)臭氣，影響周邊環(huán)境^[8-9]。此外，硫化物還會與生物染色體中的鐵（Fe）離子發(fā)生反應(yīng)，從而抑制生物體的呼吸，當(dāng)水體中硫化物的質(zhì)量濃度達(dá)到10 mg·L^-1時(shí)，就會對生物產(chǎn)生毒害作用^[10-11]。

對于這些污染物，相比物理、化學(xué)等處理方法，生物方法顯然更為經(jīng)濟(jì)可行。其中對于氯酚類化合物，既可以采用好氧方法^[12-13]，也可以采用厭氧方法^[14-15]。這些方法均可以使氯酚類化合物得到有效降解。但是對于硫酸鹽而言，一般采用厭氧方法，使其得到還原^[16]。對氯酚類有機(jī)物與硫酸鹽共存的廢水，應(yīng)用厭氧方法。在厭氧過程中，氯酚類污染物發(fā)生還原脫氯反應(yīng)，而硫酸鹽則還原為硫化物，從水中去除。通過還原的方法去除這兩類物質(zhì)的污染物，需要提供電子供體。本研究擬采用厭氧方法，對同時(shí)含有TCP和硫酸鹽的工業(yè)廢水進(jìn)行還原。加入丙酮酸（C₃H₄O₃）作為外源電子供體，研究TCP和硫酸的還原速率，以及兩者同時(shí)還原時(shí)，對電子需求的競爭情況。該研究可以為實(shí)際的工業(yè)廢水有效處理提供理論和實(shí)踐依據(jù)。

1 ?材料與方法

1.1 化學(xué)試劑、TCP以及硫酸鹽溶液的制備

實(shí)驗(yàn)所用化學(xué)試劑均為分析純，購自上海國藥集團(tuán)。配制模擬的TCP和硫酸鹽廢水：稱取400 mg的TCP和140 mg的硫酸鈉粉末分別加入到1 L去離子水中，配制成質(zhì)量濃度為400 mg·L^-1（即2 mmol·L^-1）的TCP母液和140 mg·L^-1（即1 mmol·L^-1）的硫酸鹽母液，并置于4 ℃的冰箱中備用。實(shí)驗(yàn)時(shí)，根據(jù)實(shí)驗(yàn)情況將母液稀釋到一定的質(zhì)量濃度。氮（N）、磷（P）等無機(jī)營養(yǎng)液的配制：將19.19 g氯化銨（NH₄Cl）、7.40 g三水合磷酸氫二鉀（K₂HPO₄·3H₂O）和4.40 g磷酸二氫鉀（KH₂PO₄）均勻溶解于1 L去離子水中。微量元素的配制：將24 mg六水合氯化鎳（NiCl·6H₂O）、190 mg六水合氯化鈷（CoCl₂·6H₂O）、150 mg五水合硫酸銅（CuSO₄·5H₂O）、150 mg七水合硫酸鋅（ZnSO₄·7H₂O）、6 mg硼酸（H₃BO₃）和24 mg鉬酸鈉（Na₂MoO₄·2H₂O）均勻溶解于1 L去離子水中。磷酸鹽緩沖溶液的配制：將8.50 g KH₂PO₄、21.75 g K₂HPO₄·3H₂O、33.40 g七水合磷酸氫二鈉（Na₂HPO₄·7H₂O）和1.70 g NH₄Cl均勻溶解于1 L的去離子水中。

1.2 污泥馴化

污泥取自某城市污水處理廠的曝氣池。對所取污泥分為兩個(gè)階段進(jìn)行馴化。第一階段先進(jìn)行好氧馴化：取300 mL污泥置于1 L量筒中，加入一定量的苯酚溶液、營養(yǎng)液和微量元素溶液后，定容至1 L，在好氧條件下進(jìn)行馴化，此過程持續(xù)一周，期間每天更換一次溶液，苯酚溶液的質(zhì)量濃度從5 mg·L^-1逐漸升至50 mg·L^-1。隨后，再用TCP進(jìn)行一個(gè)月的馴化，在此過程中，苯酚的質(zhì)量濃度逐漸降低至0 mg·L^-1，而TCP的質(zhì)量濃度逐漸升至20 mg·L^-1，期間每天更換一次新鮮溶液，直至20 mg·L^-1的TCP能在24 h內(nèi)得到完全降解，則第一階段馴化結(jié)束。在第二階段馴化過程中，將第一階段馴化好的污泥移入500 mL的錐形瓶中進(jìn)行厭氧馴化。此時(shí)，加入C₃H₄O₃、氮磷營養(yǎng)液、緩沖溶液。同時(shí)分別在錐形瓶內(nèi)加入7 mL TCP母液和75 mL的硫酸鹽母液，并分別加入自來水到250 mL。將錐形瓶密封后置于磁力攪拌器上進(jìn)行厭氧馴化。此過程每3 d更換一次新鮮溶液。更換溶液后，利用氮?dú)獬錃?，以保證錐形瓶內(nèi)的厭氧條件。

1.3 TCP和硫酸鹽的生物降解

實(shí)驗(yàn)共分為3組進(jìn)行。第一組是單獨(dú)降解初始物質(zhì)的量濃度約為50 μmol·L^-1的TCP，并以C₃H₄O₃作為外加碳源，其物質(zhì)的量濃度分別為0.36 mmol·L^-1和0.72 mmol·L^-1。第二組是單獨(dú)生物降解物質(zhì)的量濃度為0.28 mmol·L^-1硫酸鹽溶液，同樣分別以物質(zhì)的量濃度為0.36 mmol·L^-1和0.72 mmol·L^-1的C₃H₄O₃作為碳源進(jìn)行2組實(shí)驗(yàn)。第三組是同時(shí)降解TCP和硫酸，它們的物質(zhì)的量濃度分別是50 μmol·L^-1TCP和0.28 mmol·L^-1硫酸鹽，此時(shí)，C₃H₄O₃物質(zhì)的量濃度分別是0.36 mmol·L^-1，0.72 mmol·L^-1和1.08 mmol·L^-1。以上實(shí)驗(yàn)均用500 mL的錐形瓶置于磁力攪拌器上進(jìn)行。每間隔一定時(shí)間取樣分析TCP和硫酸鹽的物質(zhì)的量濃度。

1.4 分析方法

所有樣品在分析之前，均經(jīng)過孔徑為0.22 μm和型號為MCE-13 mm的濾膜過濾。TCP的分析采用型號為UltiMate 3000的高效液相色譜（美國賽默飛公司），流動(dòng)相甲醇與水的體積比為V（甲醇）∶V（水）=80∶20，流速為1 mL·min^-1。色譜柱型號為ZORBAX SB-C18的反相柱（5 μm，4.6×150 mm，Agilent），柱溫為25 ℃。硫酸鹽的分析采用型號為DIONEX ICS-5000離子色譜（Dionex）。

2 ?結(jié)果與討論

2.1 電子供體與TCP降解速率之間的關(guān)系

圖1所示是TCP在厭氧條件下的生物降解情況。在初始濃度為0.05 mmol·L^-1的TCP生物降解過程中，分別加入了2種濃度的C₃H₄O₃作為電子供體進(jìn)行還原脫氯。TCP的生物降解過程符合分?jǐn)?shù)級動(dòng)力學(xué)：，對其積分后得到，其中，k表示降解動(dòng)力學(xué)參數(shù)，C₀表示底物的初始濃度，C表示t時(shí)刻后底物濃度，α表示反應(yīng)級數(shù)。通過試差法得到其動(dòng)力學(xué)參數(shù)符合0.7級（α=0.7）動(dòng)力學(xué)，其單位為（mmol·L^-1）^0.3·h^-1。

C₃H₄O₃在生物降解過程中，按照下式釋放出電子：

已有文獻(xiàn)表明^[17-20]，TCP在厭氧條件下會發(fā)生還原脫氯反應(yīng)，在具有電子供體的情況下，逐步脫氯轉(zhuǎn)化為二氯酚（DCP）、氯酚（CP）和苯酚，并釋放氯化氫（HCl）。然后在好氧條件下，發(fā)生單加氧反應(yīng)，開環(huán)轉(zhuǎn)化為有機(jī)酸，最后礦化為二氧化碳（CO₂）和水（H₂O）。加入的電子供體越多，TCP還原脫氯的速率也就越快。當(dāng)C₃H₄O₃加入量從0.36 mmol·L^-1增加到0.72 mmol·L^-1時(shí)，TCP的還原脫氯速率提高了53%。該結(jié)果表明，TCP的還原脫氯與所提供的電子供體成正比。

2.2 電子供體與硫酸鹽降解速率之間的關(guān)系

根據(jù)CAO等^[21]研究表明，硫酸鹽可在硫酸鹽還原菌的分解代謝作用下，利用C₃H₄O₃作為有機(jī)碳源及電子供體，硫酸鹽作為電子受體，被還原為硫離子（S^2-），并產(chǎn)生硫化氫（H₂S）。圖2表示加入C₃H₄O₃的量與硫酸鹽還原速率之間的關(guān)系。硫酸鹽的降解速率也同樣符合級數(shù)為0.7級的分?jǐn)?shù)級動(dòng)力學(xué)參數(shù)。

從圖2中可以看出，隨著C₃H₄O₃加入量的增加，硫酸鹽的還原速率也在增加。當(dāng)C₃H₄O₃加入物質(zhì)的量濃度從0.36 mmol·L^-1增加到0.72 mmol·L^-1時(shí)，硫酸鹽的還原速率提高了23.5%。該結(jié)果同樣說明，硫酸鹽的還原與電子供體的供應(yīng)量成正比關(guān)系。在此過程中，硫酸鹽被還原為H₂S而從水中逸出。實(shí)驗(yàn)表明，在含有硫酸鹽的水中，沒有加入外源電子供體時(shí)，硫酸鹽則幾乎不能被去除。經(jīng)過5 h的生物反應(yīng)，硫酸鹽的濃度依然與初始濃度一樣（圖2中沒有標(biāo)示）。但值得注意的是，由于在還原過程中會產(chǎn)生還原產(chǎn)物H₂S，危害生態(tài)環(huán)境及人體健康，建議污水處理廠配備相應(yīng)除臭系統(tǒng)，消除H₂S對環(huán)境的影響。

2.3 TCP與硫酸鹽同時(shí)還原時(shí)其生物降解速率之間的關(guān)系

當(dāng)水中同時(shí)存在TCP和硫酸鹽時(shí)，其生物降解速率如圖3所示。從圖3可以看出，TCP和硫酸鹽依然符合級數(shù)為0.7級的分?jǐn)?shù)級動(dòng)力學(xué)規(guī)律。但是從它們的降解動(dòng)力學(xué)參數(shù)k值來看，相比加入同樣濃度的C₃H₄O₃作為電子供體時(shí)，相應(yīng)的k值均有所降低。這說明，當(dāng)2種污染共存于同一體系時(shí)，對電子供體具有競爭作用^[22]。例如，當(dāng)同樣加入0.36 mmol·L^-1或0.72 mmol·L^-1C₃H₄O₃時(shí)，相比單獨(dú)TCP或硫酸鹽還原時(shí)的速率（圖1和圖2），TCP的還原速率分別降低了13%和35%，硫酸鹽的還原速率降低了16%和25%。而當(dāng)加入的C₃H₄O₃提高到1.08 mmol·L^-1時(shí)，TCP和硫酸鹽的還原速率均有所提高。

在加入相同量C₃H₄O₃的情況下，硫酸鹽的還原速率總是比TCP的還原速率高。這是因?yàn)榱蛩猁}在還原過程中，一步反應(yīng)就可以轉(zhuǎn)化為H₂S，使硫酸鹽得以去除。而TCP的還原過程則會生成DCP，CP和苯酚等中間產(chǎn)物，而這些中間產(chǎn)物在還原過程中，仍然需要電子供體。因此，TCP的還原速率總是低于硫酸鹽的還原速率。此外，該實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，該體系中同時(shí)存在有TCP和硫酸鹽還原菌。且硫酸鹽還原菌對電子的競爭能力強(qiáng)于TCP還原菌。當(dāng)C₃H₄O₃的加入量再增加一些時(shí)，這種競爭情況可以得到一定程度的緩解。

3 ?結(jié) 論

廢水中的TCP和硫酸鹽可以通過還原反應(yīng)使其得到有效去除，其還原速率與電子供體的加入量成正比關(guān)系。電子供體加入量越多，污染物的還原速率越快。此外，廢水中共存的2種污染物在還原過程中對電子供體具有競爭作用，且硫酸鹽還原菌對電子的競爭能力強(qiáng)于TCP還原菌。當(dāng)C₃H₄O₃加入量適當(dāng)增加時(shí)，這種對電子的競爭情況可以得到有效緩解。

參考文獻(xiàn)：

[1] WANG R，MA Q，YE X，et al.Preparing coal slurry from coking wastewater to achieve resource utilization：slurrying mechanism of coking wastewater-coal slurry [J].Science of the Total Environment，2019，650：1678-1687.

[2] ZHANG Y，SUN X，CHEN L，et al.Integrated photocatalytic-biological reactor for accelerated 2，4，6-trichlorophenol degradation and mineralization [J].Biodegradation，2012，23（1）：189-198.

[3] ZHANG Y，PU X，F(xiàn)ANG M，et al.2，4，6-trichlorophenol（TCP）?photobiodegradation and its effect on community structure [J].Biodegradation，2012，23（4）：575-583.

[4] LIU G，TANG H，F(xiàn)AN J，et al.Removal of 2，4，6-trichlorophenol from water by Eupatorium adenophorum biochar-loaded nano-iron/nickel [J].Bioresource Technology，2019，289：121734.

[5] LIN X，LI Z，LIANG B.Accelerated microbial reductive dechlorination of 2，4，6-trichlorophenol by weak electrical stimulation [J].Water Research，2019，1621：236-245.

[6] XU H，TONG N，HUANG S，et al.Degradation of 2，4，6-trichlorophenol and determination of bacterial community structure by micro-electrical stimulation with or without external organic carbon source [J].Bioresource Technology，2018，263：266-272.

[7] SOUZA L P，C?TIA LE?A A G，TAQUEDA M E S，et al.Insights into the reactivity of zero-valent-copper-containing materials as reducing agents of 2，4，6-trichlorophenol in a recirculating packed-column system：degradation mechanism and toxicity evaluation [J].Process Safety and Environmental Protection 2019，127：348-358.

[8] REIS M，GONCALVES L，CARRONDA M.Molybdate inhibition of sulphate reduction in two-phase anaerobic digestion [J].Process Biochemistry，2005，40（6）：2079-2089.

[9] MENDIBIDE C，DURET-THUAL C.Determination of the critical pitting temperature of corrosion resistant alloys in H₂S containing environments [J].Corrosion Science，2018，142：56-65.

[10] VISSER J M，ROBERTSON L A，VERSEVELD H W.Sulfur production byobligately chemolithoauto-trophic Thiobacillus species [J].Applied and Environmental Microbiology，1997，63（8）：2300-2301.

[11] ZHAO L，LIU X，MU X，et al.Highly selective conversion of H₂S-CO₂to syngas by combination of non-thermal plasma and MoS₂/Al₂O₃[J].Journal of CO₂Utilization，2020，37：45-54.

[12] JES?S A G，ROMANO-BAEZ F J，LEYVA-AMEZCUA L，et al.Biodegradation of 2，4，6-trichlorophenol in a packed-bed biofilm reactor equipped with an internal net draft tube riser for aeration and liquid circulation [J].Journal of Hazardous Materials，2009，161（2/3）：1140-1149.

[13] ANTIZAR-LADISLAO B，GALIL N.Biodegradation of 2，4，6-trichlorophenol and associated hydraulic conductivity reduction in sand-bed columns [J].Chemosphere，2006，64（3）：339-349.

[14] SONG J，ZHAO Q，GUO J，et al.The microbial community responsible for dechlorination and benzene ring opening during anaerobic degradation of 2，4，6-trichlorophenol [J].Science of the Total Environment，2019，651：1368-1376.

[15] SONG J，CHEN L，CHEN H，et al.Characterization and high-throughput sequencing of a trichlorophenol-dechlorinating microbial community acclimated from sewage sludge [J].Journal of Cleaner Production，2018，197：306-313.

[16] ZAN F，HAO T.Sulfate in anaerobic co-digester accelerates methane production from food waste and waste activated sludge [J].Bioresource Technology，2020，298：122536.

[17] MCFALL S M，ABRAHAM B，NARSOLIS C G，et al.A tricarboxylic acid cycle intermediate regulating transcription of a chloroaromatic biodegradative pathway：fumarate-mediated repression of the clcABD operon [J].Journal of Bacteriology，1997，179（21）：6729-6735.

[18] LI D Y，EBERSPIICHER J，WAGNER B，et al.Degradation of 2，4，6-trichlorophenol by Azotobacter sp.strain GP1 [J].Applied and Environmental Microbiology，1991，57（7）：1920-1928.

[19] BOCK C，KROPPENSTEDT R M，SCHMIDT U，et al.Degradation of prochloraz and 2，4，6-trichlorophenol by environmental bacterial strains [J].Applied Microbiology and Biotechnology，1996，45（1/2）：257-262.

[20] LOUIE T M，WEBSTER C M，XUN L.Genetic and biochemical characterization of a 2，4，6-trichlorophenol degradation pathway in Ralstonia eutropha JMP134 [J].Journal of Bacteriology，2002，184（13）：3492-3500.

[21] CAO J Y，ZHANG G J，MAO Z S，et al.Influence of electrondonors on the growth and activity of sulfate-reducing bacteria [J].International Journal of Mineral Processing，2012，106：58-64.

[22] CAO L，SUN W H，ZHANG Y T，et al.Competition for electrons between reductive dechlorination and denitri?cation [J].Frontiers of Environmental Science & Engineering，2017，11：14.

（責(zé)任編輯：郁慧）