鐵還原菌聯(lián)合芬頓氧化降解苯酚的機(jī)理研究

高衛(wèi)國(guó)

（上海寶發(fā)環(huán)科技術(shù)有限公司，上海 200000）

苯酚是酚醛樹脂、農(nóng)藥及藥物的重要原料，環(huán)境中苯酚會(huì)導(dǎo)致魚類和農(nóng)作物無(wú)法食用，嚴(yán)重的甚至?xí)绊懰w中魚類的繁殖，影響生態(tài)平衡[1-2]。含酚廢水的化學(xué)處理方法包括化學(xué)沉淀法、化學(xué)氧化法和混凝法等，但這些方法均不適用于低濃度苯酚的去除；經(jīng)過(guò)萃取和吸附處理的含酚廢水依然難以達(dá)標(biāo)排放，仍需進(jìn)一步處理，并且萃取法采用的有機(jī)物可能殘余至出水中。

生物法降解苯酚對(duì)環(huán)境友好，可以顯著減少環(huán)境二次污染[3-4]。環(huán)境中普遍存在異化鐵還原，這一類微生物以高價(jià)金屬為電子受體，通過(guò)耦合氧化小分子有機(jī)物，從而獲得自身生長(zhǎng)所需能量[5-6]。在厭氧條件下，異化鐵還原菌能通過(guò)代謝活動(dòng)將三價(jià)鐵（Fe(III)）還原為二價(jià)鐵（Fe(II)）[6-7]，但由于受限于微生物生長(zhǎng)條件，生物降解苯酚無(wú)法得到廣泛的應(yīng)用[3，8]。

芬頓氧化技術(shù)是典型的高級(jí)氧化技術(shù)，芬頓試劑對(duì)苯酚降解徹底，但需要投加大量催化劑，成本較高[9]。Shewanella sp. 能將Fe (Ⅲ) 還原為Fe (Ⅱ)，若能將Shewanella sp. 的異化鐵還原過(guò)程與芬頓氧化技術(shù)進(jìn)行聯(lián)合，對(duì)芬頓氧化后的催化劑進(jìn)行還原，實(shí)現(xiàn)催化劑的循環(huán)利用，便能降低芬頓氧化技術(shù)的使用成本，也能對(duì)芬頓氧化過(guò)程的鐵泥進(jìn)行處理[10]。因此，本研究利用Shewanella oneidensis MR-1 利用乳酸鈉或苯酚為電子供體，對(duì)水鐵礦、赤鐵礦和檸檬酸鐵三種鐵氧化物進(jìn)行還原，旨在探究Shewanella oneidensis MR-1直接對(duì)苯酚的降解效果及其與芬頓反應(yīng)聯(lián)合，間接參與降解苯酚的可行性，為含苯酚廢水和地下水的處理提供一種綠色可靠的治理技術(shù)。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

菌株Shewanella oneidensis MR-1（MR-1）來(lái)自中國(guó)海洋微生物菌種保藏管理中心。將菌種于30 ℃的LB 培養(yǎng)基中培養(yǎng)20 h 達(dá)到指數(shù)生長(zhǎng)期，離心收集細(xì)胞（5 000 rpm,10 min），然后用無(wú)菌水清洗3 次。將細(xì)胞重懸于無(wú)機(jī)鹽培養(yǎng)基中，獲得指數(shù)生長(zhǎng)期的菌液（OD600=1.0），用于后續(xù)實(shí)驗(yàn)。水鐵礦的制備方法參考文獻(xiàn)[11]。

1.2 鐵還原菌對(duì)苯酚耐受性

分別配置苯酚濃度為0 mg/L，20 mg/L ，40 mg/L，80 mg/L 的無(wú)機(jī)鹽培養(yǎng)基，調(diào)pH 值為7.0，每個(gè)處理組設(shè)3 組平行。分別加入MR-1 菌懸液1 mL（OD600為1.0），分別在0 h，2 h，5 h，8 h，10 h，23 h，33 h，48 h 測(cè)定細(xì)菌生長(zhǎng)情況（OD600）。

1.3 異化鐵還原- 芬頓氧化聯(lián)合降解苯酚

MR-1 生物降解苯酚：用初始濃度分別為10 mmol/L 和40 mmol/L 的苯酚替代原實(shí)驗(yàn)中的乳酸鈉作為唯一電子供體，水鐵礦為電子受體進(jìn)行鐵氧化物還原實(shí)驗(yàn)。設(shè)不加菌液的無(wú)菌對(duì)照和加入2 mL 細(xì)菌使用液后120 ℃滅菌20 min 的滅菌對(duì)照。

芬頓氧化降解苯酚：配置3 g/L 苯酚溶液和3%H2O2溶液。用1 mol/L 鹽酸調(diào)節(jié)pH 至3.0，加入1.25 mg/L 的FeSO4·7H2O 和0.5 mL 的3% H2O2溶液進(jìn)行芬頓反應(yīng)。

MR-1- 芬頓氧化聯(lián)合降解苯酚：收集經(jīng)細(xì)菌還原后的水鐵礦離心（M- 水鐵礦，12 000 rpm，2 min），無(wú)菌去離子水重復(fù)清洗3 次，并用無(wú)菌水重懸備用。配置與芬頓氧化一致的反應(yīng)體系，加入等體積M- 水鐵礦，加入0.5 mL 的3% H2O2溶液進(jìn)行芬頓反應(yīng)。

1.4 水鐵礦在異化鐵還原- 芬頓氧化聯(lián)合中的循環(huán)利用

以M- 水鐵礦為唯一電子受體，按上述反應(yīng)體系研究水鐵礦的還原在芬頓氧化體系中的循環(huán)過(guò)程。培養(yǎng)過(guò)程中取樣測(cè)定其中Fe(Ⅱ)和總鐵濃度。

1.5 分析方法

利用鄰菲啰啉分光光度法測(cè)定溶液中的Fe(II)濃度。采用高效液相色譜對(duì)苯酚濃度進(jìn)行檢測(cè)。

2 結(jié)果和分析

2.1 鐵還原菌對(duì)苯酚降解

MR-1 在不同苯酚濃度下生長(zhǎng)情況不同，見(jiàn)圖1。MR-1 在無(wú)苯酚添加處理中48 h 內(nèi)增長(zhǎng)較快（OD600=1.20），10 h 后細(xì)菌的生長(zhǎng)速率迅速增加，進(jìn)入對(duì)數(shù)生長(zhǎng)期，33 h 后趨于穩(wěn)定。隨著苯酚濃度的增加，MR-1 的生長(zhǎng)量減少，但影響程度不同。苯酚濃度20 mg/L 時(shí)對(duì)細(xì)菌的生長(zhǎng)基本無(wú)影響，細(xì)菌48 h 的增長(zhǎng)量與對(duì)照組沒(méi)有顯著差異；苯酚濃度40 mg/L 時(shí)，細(xì)菌48 h 增長(zhǎng)量為0 mg/L 時(shí)的69.1%；苯酚濃度80 mg/L 時(shí)，細(xì)菌48 h 增長(zhǎng)量為0 mg/L 時(shí)的62.70%。

圖1 苯酚濃度對(duì)Shewanella oneidensis MR-1 生長(zhǎng)的影響

在MR-1 降解苯酚的實(shí)驗(yàn)中，分別以10 mg/L 和40 mg/L 苯酚代替乳酸鈉為電子供體，初始Fe(Ⅲ)濃度為46.7 mmol/L，結(jié)果發(fā)現(xiàn)添加MR-1 的處理組上清液無(wú)色但渾濁，底部橙色水鐵礦無(wú)明顯顏色變化與無(wú)菌對(duì)照組和滅菌對(duì)照組一致。培養(yǎng)25 d 后MR-1對(duì)10 mg/L 和40 mg/L 的苯酚均無(wú)明顯的降解效果，苯酚濃度與對(duì)照組無(wú)明顯差異，說(shuō)明MR-1 對(duì)苯酚沒(méi)有降解作用。

圖2 Shewanella oneidensis MR-1 對(duì)苯酚的降解

2.2 MR-1- 芬頓氧化聯(lián)合降解苯酚

將MR-1 還原的水鐵礦（M- 水鐵礦）與培養(yǎng)基分離，清洗去除表面吸附的培養(yǎng)基，在初始pH 為3 條件下進(jìn)行非均相芬頓氧化降解苯酚，同時(shí)與FeSO4參與的傳統(tǒng)芬頓氧化進(jìn)行比較（Fe2+），不加鐵源的對(duì)照組（H2O2）反映了H2O2自身氧化性對(duì)苯酚的氧化，不加H2O2的對(duì)照組（水鐵礦）反映水鐵礦對(duì)苯酚的吸附作用。加入H2O2后，加入Fe2+的處理組溶液迅速由淺綠色變黃，之后在反應(yīng)的60 min 內(nèi)逐漸產(chǎn)生黃色固體，混合液逐漸變渾濁；其他處理組和對(duì)照組在反應(yīng)60 min 過(guò)程中顏色均無(wú)明顯變化。苯酚的降解曲線見(jiàn)圖3。

圖3 芬頓法對(duì)苯酚的氧化降解

在M- 水鐵礦芬頓反應(yīng)體系中，在投加H2O2后即苯酚發(fā)生降解，降解率為82.4%，并在之后60 min 處于穩(wěn)定；在Fe2+的芬頓反應(yīng)體系中，添加與初始水鐵礦Fe 濃度相同的Fe2+離子，苯酚在投加H2O2后降解率為34.7%。褚衍洋等[12]利用FeSO4進(jìn)行傳統(tǒng)芬頓氧化降解苯酚的實(shí)驗(yàn)中，苯酚和COD 濃度均在1 min內(nèi)迅速降解，與本實(shí)驗(yàn)的結(jié)果類似。而且，經(jīng)MR-1 還原的M- 水鐵礦能獲得比傳統(tǒng)芬頓反應(yīng)更好的降解效果。

圖4 為不同處理組和對(duì)照組的苯酚降解率比較，采用MR-1 還原的M- 水鐵礦與芬頓氧化聯(lián)合對(duì)苯酚的降解率能達(dá)到82.4%，顯著高于Fe2+為鐵源的傳統(tǒng)芬頓氧化（34.7%）。H2O2自身氧化性對(duì)苯酚的氧化作用和水鐵礦的吸附作用很小，因此，M- 水鐵礦能作為鐵源參與芬頓氧化，催化分解H2O2生成羥基自由基，高效降解苯酚。

圖4 芬頓氧化苯酚降解率

2.3 水鐵礦在異化鐵還原- 芬頓氧化聯(lián)合中的可循環(huán)性

將芬頓氧化后的M- 水鐵礦離心，洗凈，再次用MR-1 進(jìn)行還原實(shí)驗(yàn)。結(jié)果發(fā)現(xiàn)Fe(Ⅱ)濃度在0～3 d由0.243 mg/L 逐漸增至0.952 mg/L，在3 d 之后基本穩(wěn)定，而Fe(Ⅲ)濃度在0～3 d 由2.844 mg/L 逐漸降至2.048 mg/L。

從細(xì)菌生長(zhǎng)曲線的角度看，MR-1 對(duì)氧化后的M-水鐵礦在1 d 時(shí)已開始進(jìn)行異化鐵還原過(guò)程，且Fe(Ⅱ) 的生成主要發(fā)生在第1 天和第3 天，0～1 d 和2～3 d Fe(Ⅱ)濃度的增長(zhǎng)量分別占總增長(zhǎng)量的40.0%和54.1%。

MR-1 對(duì)氧化后的M- 水鐵礦的鐵還原率約為21.4%，未經(jīng)芬頓氧化的水鐵礦在實(shí)驗(yàn)4 d 后鐵還原率能達(dá)到64.9%，第二次還原的水鐵礦鐵還原率約為第一次還原水鐵礦的33.05%。具體原因如下。

（1）相的差異。最初使用的水鐵礦為不定型鐵氧化物，與鐵氧化過(guò)程中第一階段的水解沉淀過(guò)程類似，形成了低結(jié)晶度的水鐵礦[16]；芬頓氧化過(guò)程之后收集的M- 水鐵礦為固相中氧化形成的鐵氧化物。

（2）轉(zhuǎn)化過(guò)程的差異。鐵氧化物的轉(zhuǎn)化與多種因素有關(guān)，如溫度、pH 值、不同的外加物質(zhì)等，其中pH值是決定性的因素[16]。異化鐵還原過(guò)程是微生物通過(guò)電子的傳遞降低結(jié)晶度，形成熱力學(xué)更穩(wěn)定的形式[16]，在本實(shí)驗(yàn)中的異化鐵還原過(guò)程發(fā)生在pH 值為7.0 左右的條件下，定義還原后的鐵氧化物為M- 水鐵礦；而芬頓氧化過(guò)程中的M- 水鐵礦，是在pH 值為3.0 左右環(huán)境下形成的鐵氧化物。也有研究表明，微生物的胞外多聚物也能影響鐵氧化物的結(jié)晶形式[13]。

因此，經(jīng)MR-1 的異化鐵還原過(guò)程的M- 水鐵礦和芬頓氧化過(guò)程產(chǎn)生的鐵氧化物的結(jié)構(gòu)和結(jié)晶度發(fā)生改變，并且用于循環(huán)的鐵氧化物結(jié)晶度高于初始的水鐵礦，從而導(dǎo)致MR-1 對(duì)氧化后M- 水鐵礦的利用率降低。

本研究利用異化鐵還原菌Shewanella oneidensis MR-1 將芬頓氧化與微生物介導(dǎo)的鐵還原過(guò)程結(jié)合，構(gòu)成異化鐵還原- 芬頓氧化聯(lián)合反應(yīng)進(jìn)行初步探索，為芬頓污染水體治理提供了一種綠色環(huán)保的治理技術(shù)，也拓寬了芬頓反應(yīng)在環(huán)境中應(yīng)用界面。今后有待于進(jìn)一步研究循環(huán)過(guò)程中提高鐵的還原作用，及其對(duì)其他環(huán)境污染物的去除機(jī)理。