磁铁矿负载生物炭强化厌氧微生物处理2,4-二氯苯酚废水

杨柳，王名威，张耀斌

（1 大连理工大学环境学院，辽宁 大连 116024；2 清华大学环境学院，北京 100084）

2,4-二氯苯酚（2,4-DCP）是工业废水中常见 的难处理污染物，在纺织、造纸等行业废水中浓度较高。厌氧技术是处理氯酚类化合物常用的工艺，其对2,4-DCP的降解是通过还原脱氯来实现。但是，高浓度的氯酚化合物对厌氧生物处理具有强烈的抑制。

异化铁还原是指微生物以胞外不溶性铁氧化物为末端电子受体，通过氧化有机物耦合Fe(Ⅲ)的还原，并从中获得能量用于自身生长代谢的过程。这些特定的微生物被称为铁还原菌。根据铁还原菌与铁氧化物的相互作用，异化铁还原机理可分为直接接触机制、电子穿梭体机制、纳米导线机制、螯合剂机制。Li 等研究发现在异化铁还原过程中形成的Fe(Ⅱ)，吸附于矿物表面后形成还原能力强的矿物/Fe(Ⅱ)复合体，可促进多种氯酚类化合物的还原转化。卢晓霞等研究发现在铁还原和脂肪酸存在的条件下，四氯乙烯、-二氯乙烯和一氯乙烯可完全脱氯。Wei 等发现降解铁还原菌对CHCl的降解具有良好效果。但是，传统厌氧生物处理中的铁还原菌丰度低，很难达到有效的异化铁还原效果。

磁铁矿（FeO）作为一种铁氧化物，不仅可以代替导电菌毛pili（纳米导线机制）参与种间电子传递，还可以富集异化铁还原菌参与种间电子传递过程，但是磁铁矿容易团聚减弱其作用。生物炭（BC）是生物质在高温裂解后产生的导电材料，具有比表面积大、价格低廉等优势。生物炭的介导方式主要分为两种：一方面，电子可以在生物炭上的稠环芳烃上自由传导；另一方面，生物炭表面具有丰富的官能团结构，如醌基、氢醌、蒽醌基团等。如将磁铁矿负载到生物炭上形成载铁生物炭，不仅减弱磁铁矿的团聚作用，而且增加微生物对生物炭表面的黏附性；同时可提高材料的导电性与电容量，实现微生物之间的长距离电子传递。

1 实验

1.1 实验装置

本实验在4个有效体积为1L（尺寸为100mm×280mm）的上流式厌氧污泥床反应器（UASB 反应器）内进行，分别为空白对照组R1 反应器、投加FeO的R2反应器、投加BC的R3反应器、投加磁铁矿负载生物炭的R4反应器。UASB反应器的顶部设有三相分离器，三相分离器的出口连接着气体采样袋。4 个UASB 反应器的运行温度为(35±2)℃，水力停留时间（HRT）为24h。

1.2 材料制备

取杨木片置于管式炉内，以5℃/min 的速率升温至400℃并保持6h，之后以5℃/min 的速率降温。全过程向管式炉内持续通入氮气以隔绝杨木片与空气的接触。待管式炉降至室温，将烧结好的木质生物炭取出并研磨，过100目筛。研磨后的木质生物炭保存备用。

取5g研磨过筛后的木质生物炭与500mL的5g/L FeCl溶液混合，调节溶液pH 为7.0，溶液出现红褐色沉淀。室温下机械搅拌24h后，静置待完全沉淀。将沉淀置于真空干燥箱内50℃下干燥12h。干燥后的固体置于管式炉内，与上述烧结木质生物炭方法相同，得到磁铁矿负载生物炭样品，保存备用。

1.3 接种污泥与废水

接种污泥取自大连夏家河污水处理厂的厌氧污泥消化罐，污泥含固率约为15%。4 个UASB 反应器内分别接种150mL 污泥并进行驯化。接种污泥驯化阶段用水为葡萄糖废水，葡萄糖废水采用葡萄糖为主要碳源（COD 浓度为5000mg/L），NHCl 和KHPO作为氮源和磷源（COD∶N∶P=200∶5∶1）。采用NaHCO调节初始pH为7.0～7.2。

本研究分别采用葡萄糖、NHCl和KHPO作为实验废水的主要碳源、氮源和磷源（COD∶N∶P=200∶5∶1）。该实验废水COD的浓度为5000mg/L。除采用碳源、氮源和磷源外，实验废水中还加入了不同浓度（50mg/L、100mg/L）的氯酚化合物2,4-DCP；采用NaHCO调节初始pH为7.0～7.2。

1.4 实验流程

本实验分为两个阶段，即微生物驯化阶段和微生物稳定阶段。微生物驯化阶段持续时间为44天，4个反应器的进水均为葡萄糖废水。葡萄糖废水由蠕动泵泵入UASB 反应器，HRT 均为24h。该阶段持续时间为44天。在44天时，4个UASB反应器的出水COD 浓度维持在2200mg/L。在微生物稳定阶段，向UASB 反应器R2、R3 和R4 中分别投加5.0g FeO粉末、5.0g BC 粉末和5.0g 磁铁矿负载生物炭粉末。实验进水由蠕动泵泵入UASB反应器。前期实验废水中的2,4-DCP 的浓度为50mg/L，连续运行R1～R4 反应器26 天。待4 个反应器的COD 浓度相对稳定后，将实验进水中的2,4-DCP浓度提高至100mg/L，其余条件不变，考察反应器的抗击能力，连续运行R1～R4反应器30天。

1.5 分析方法

采用微波消解比色法测定反应器出水COD 的浓度；采用气相色谱法测定气体采样袋中气体的组分；采用玻璃注射器测定气体采样袋中的气体体积；采用高效液相色谱法（HPLC）测定反应器出水的2,4-DCP 浓度；采用扫描电子显微镜（SEM）进行木质生物炭和磁铁矿负载生物炭样品的形貌分析；采用电子能谱仪（EDS）进行木质生物炭和磁铁矿负载生物炭样品的元素组成分析；采用电化学工作站的电流计时法测定材料的电子供给能力（EDC）和电子接收能力（EAC）（玻碳电极为工作电极，铂丝电极为对电极，Ag/AgCl 为参比电极），循环伏安法（CV）测定污泥的电容性或充放电能力（铂电极为工作电极，Ag/AgCl 为参比电极，铂电极为对电极）；采用X 射线光电子能谱分析方法（XPS）测定材料C元素上含氧官能团的种类；采用X射线衍射（XRD）判定材料的铁晶型种类；采用质量控制法分析各材料的降解效果。

连续流实验结束后，收集R1～R4 反应器内的污泥样品，采用高通量16s rRNA 的焦磷酸测序来分析微生物的群落结构。污泥样品的脱氧核糖核酸（DNA）利用土壤快速DNA提取试剂盒提取，随后分别对古菌和细菌的V3-V416Sr RNA 序列进行PCR 扩增。汇集和纯化后的PCR 产物采用Illumina TruSeqDNA文库的制备方案进行构建并利用2000测序仪进行测序。

2 结果与讨论

2.1 木质生物炭与磁铁矿负载生物炭的表征

2.1.1 SEM

图1为木质生物炭和磁铁矿负载生物炭样品表面在扫描电子显微镜下的形貌特征。图1(a)、(b)显示BC 表面蓬松，这些特征与木质生物炭特征相吻合。图1(c)、(d)显示生物炭中的金属元素形成矿物，表面形成矿物颗粒，矿物均匀分布在生物炭表面，部分矿物镶嵌在BC间隙中。颗粒间分散较好，更多的矿物暴露出来，没有发生团聚现象。

图1 木质生物炭、磁铁矿负载生物炭形貌SEM图

2.1.2 元素组成

对木质生物炭与磁铁矿负载生物炭进行元素分析，EDS分析报告显示生物炭的铁元素质量分数为0.8%，磁铁矿负载生物炭的铁质量分数为36.7%。图2为木质生物炭和磁铁矿负载生物炭样品的主要元素EDS 图。生物炭表面主要的元素为碳、氧（紫色）、氮（蓝色）、铁（黄色）。其中，碳、氧、氮是生物炭的基本元素，磁铁矿负载生物炭的铁元素则主要来自于后期添加。

图2 木质生物炭、磁铁矿负载生物炭主要元素EDS图

2.1.3 XRD

为进一步确定BC 上矿物颗粒的种类，测定了木质生物炭与磁铁矿负载生物炭样品的XRD图谱，如图3。XRD 图显示木质生物炭没有明显的衍射峰，而磁铁矿负载生物炭中的铁氧化物具有晶体结构，2值为30.2°、35.5°、43.3°、57.6°和62.9°的衍射峰分别对应FeO的尖晶石晶体结构的(220)、(311)、(400)、(511)和(440)的衍射峰。这证明铁氧化物FeO晶体结构已经附着在木质生物炭表面。

图3 木质生物炭、磁铁矿负载生物炭XRD图

XPS常用于分析物质元素组成和其表面的化学形态。图4 为木质生物炭与磁铁矿负载生物炭的XPS图，其表明了生物炭C元素上的含氧官能团的种类区别。C1s 主要的峰是结合能为284.8eV 的C—C或C—H 所对应的拟合峰，结合能为288.8eV 的峰对应C—O—R官能团。在磁铁矿负载生物炭的样品中检测到C—O—R 官能团，而在木质生物炭上并未检测到该官能团。

图4 木质生物炭、磁铁矿负载生物炭的XPS图

2.1.5 接收/供给电子能力表征

生物炭的电子供给能力（EDC）和电子接收能力（EAC）用介导电化学还原和氧化测定。EDC和EAC是每克样品所氧化还原的电子数（µmol eˉ/g）。该方法是在三电极体系下，利用电化学工作站的计时电流法测定。按照前人报道的方法，敌草快（DQ）和2,2'-联氮双二铵盐（ABTS）分别用于介导的电化学还原和介导的电化学氧化。EDC 和EAC 直接反映了样品可用于种间电子传递的氧化和还原基团（如醌和氢醌）的数量，可以直观地比较BC 和磁铁矿负载生物炭样品间的电子传递能力的区别。图5为木质生物炭与磁铁矿负载生物炭的EDC 与EAC，结果表明，木质生物炭的EDC 和EAC分别为3.57µmol eˉ/g和7.53µmol eˉ/g；而磁铁矿负载生物炭样品具有更高的电子接收/供给能力，EDC和EAC分别为3.73µmol eˉ/g和17.28µmol eˉ/g，这表明磁铁矿负载生物炭的EAC 高。氧化活性的官能团具有更好的电子传递能力，这与生物炭上的醌基相关。将EDC 和EAC 相加，即为充放电能力，即投加磁铁矿负载生物炭样品的充放电能力提高89.3%。

图5 BC、磁铁矿负载生物炭（Fe3O4 BC）的EAC和EDC

2.1.6 充放电性能

采用循环伏安法测定样品的充放电性，循环封闭曲线的积分面积代表了材料的比电容。图6为实验结束后将反应器内污泥加入到介导电化学氧化（MER）和介导电化学还原（MEO）中所引起的氧化还原时间-电流曲线。结果显示R1～R4反应器内污泥的电容量分别为0.0013911F、0.0016142F、0.0012026F、0.0017227F。由此可知，投加磁铁矿负载生物炭样品的反应器内污泥的循环伏安曲线面积最大，分别提高了23.8%、6.7%、43.2%。投加磁铁矿负载生物炭的反应器内的污泥具有高比电容与充放电性。图6显示R2和R4曲线有明显的峰，峰的存在进一步说明磁铁矿负载在生物炭上。投加磁铁矿负载生物炭的反应器内的污泥循环伏安曲线面积更大，充放电能力更强，微生物之间的电子转移加速。

图6 R1～R4反应器内污泥的循环伏安曲线

2.2 磁铁矿负载生物炭对2,4-DCP降解的影响

2.2.1 FeO、BC、磁铁矿负载生物炭对COD 去除和CH产量的影响

为评价FeO、BC、磁铁矿负载生物炭样品对厌氧消化的影响，实验测定了废水随着时间变化的COD和反应器的甲烷产气量。图7和图8分别为FeO、BC、磁铁矿负载生物炭样品投加至反应器R1～R4（反应器进水中2,4-DCP 浓度均为50mg/L）后，反应器内COD和甲烷产量变化。

图7 R1～R4反应器在50mg·L-1和100mg·L-1 2,4-DCP下COD浓度变化

图8 R1～R4反应器在50mg·L-1和100mg·L-1 2,4-DCP下甲烷产量变化

实验启动期持续44 天，启动期间反应器泵入的葡萄糖废水COD 浓度为5000mg/L。44 天后4 个反应器内COD 浓度无明显差异，反应器处于平衡状态。图7(a)显示，0～20d 内投加50mg/L 2,4-DCP后，由于2,4-DCP对微生物具有毒害作用，反应器R1 的COD 上升，微生物对有机底物的降解效果变差；反应器R2、R3、R4中材料的投加降低微生物毒害作用，反应器内的COD 并未出现增加，而是不同程度的下降，其中投加了磁铁矿负载生物炭材料的R4 中COD 降解得最快，最终COD 可达800～900mg/L，COD 降解率为85%以上。磁铁矿和生物炭的投加不同程度地缓解了微生物受到的毒害作用，COD 的降解率约为65%。20～28d，随着反应器运行时间的增加，微生物对难降解有机污染物2,4-DCP具有一定的抵抗能力，R2～R4内的COD趋于平稳，但是R1 内微生物环境更加恶劣，COD 有持续升高趋势。实验表明，在50mg/L 2,4-DCP 浓度下，加入磁铁矿负载生物炭、磁铁矿、BC 的反应器COD去除率较空白反应器分别提高了约84%、64%、56%。

为进一步探究更高浓度的2,4-DCP 时，投加FeO、BC和磁铁矿负载生物炭材料对COD降解效率的影响，实验将2,4-DCP 浓度增加至100mg/L。图8(b)显示，反应器内COD降解情况与投加50mg/L 2,4-DCP时得出的结果相似。空白反应器内微生物的COD去除率随时间逐渐减弱而趋于崩溃，而投加磁铁矿负载生物炭的反应器内微生物处于稳定状态。实验表明，在100mg/L 2,4-DCP浓度下，加入磁铁矿负载生物炭、磁铁矿、BC的反应器COD去除率较空白反应器分别提高了约75%、59%、54%。磁铁矿与生物炭都可以促进COD 的去除；磁铁矿负载生物炭材料可以强化COD去除效果。由于2,4-DCP氯代基团的毒性增强导致了微生物COD去除率的降低。

如图8所示，反应器中的甲烷产量变化与COD去除率的变化类似。甲烷产量与产甲烷菌的含量有关，在50mg/L 2,4-DCP 浓度下，投加磁铁矿负载生物炭、磁铁矿、生物炭的反应器较空白反应器的甲烷产量提高，产甲烷菌丰富；当2,4-DCP浓度提升到100mg/L 时，空白反应器内甲烷产气量减少，菌的数目减少，而磁铁矿负载生物炭、磁铁矿、生物炭的反应器约为空白组的3.1倍、2.4倍、2.8倍。

2.2.2 FeO、BC、磁铁矿负载生物炭对2,4-DCP 去除的影响

2,4-二氯苯酚的氯代基团对微生物具有强毒害性，氯代基团相较酚类基团毒害性更强。开始的实验在50mg/L 2,4-DCP浓度下进行，图9(a)为进水50mg/L 2,4-DCP 含酚废水时，在投加5g FeO、5g BC、5g 磁铁矿负载生物炭材料后随时间变化的2,4-DCP 浓度曲线。第1 天，由于微生物对苯酚具有一定的降解能力，2,4-DCP 在短期内快速下降；投加磁铁矿负载生物炭材料的R4 反应器内，在1天内可以将2,4-DCP 降解到2.9mg/L，R1～R3 反应器内分别降解到12.2mg/L、16.2mg/L、21.1mg/L，这说明在短期内磁铁负载生物炭材料可以迅速降低苯酚2,4-DCP 的影响；1～8天内四个反应器内的苯酚浓度降低，整体趋势为磁铁矿负载生物炭材料的降解效果最好，空白组最差；8～25 天内反应器内2,4-DCP 的降解效果趋于稳定，降解趋势与0～8天的降解效果相似，这说明持续的实验内磁铁矿负载微生物也能更好地实现对2,4-DCP的降解。磁铁矿负载生物炭对厌氧微生物处理2,4-DCP废水具有强化作用，磁铁矿负载生物炭组较空白组对2,4-DCP的降解能力提升了54.1%。为进一步探究材料对厌氧微生物处理含酚废水的强化作用，实验进水为更高浓度的含酚废水。图9(b)为进水100mg/L 2,4-DCP含酚废水时，反应器随时间变化的2,4-DCP浓度曲线，实验结果与50mg/L 2,4-DCP 时相似。1～10 天内，磁铁矿负载生物炭组的出水2,4-DCP 一直保持在10mg/L左右；在27天，反应器内2,4-DCP分 别 降 解 到24.7mg/L、 18.9mg/L、 21.2mg/L、12.1mg/L。磁铁矿负载生物炭组较空白组对2,4-DCP的降解能力提升了49.8%。微生物随着反应时间对2,4-DCP具有一定的耐毒性，而磁铁矿负载生物炭的投加能够加速对2,4-DCP的降解。这进一步表明磁铁矿负载生物炭强化了厌氧微生物处理2,4-二氯苯酚废水。

图9 R1～R4反应器在50mg·L-1和100mg·L-1下2,4-DCP浓度变化

2.2.3 微生物群落分析

连续流实验结束后，利用高通量测序技术分析微生物的群落结构，来获取磁铁矿、生物炭和磁铁矿负载生物炭的投加对微生物传质或电子传递功能的信息。本实验后对R1～R4 内的细菌、古菌进行高通量测序分析，结果如表1与所示。

古菌层面分析如表1所示。在向反应器内投加50mg/L 2,4-DCP 时，在FeO、BC、磁铁矿负载生物炭的反应器（R2～R4）内占据主导地位的产甲烷菌是，它是一种典型的氢型产甲烷菌，通过耗氢甲烷化途径尽可能地维持酸化相反应器内酸碱平衡，其丰度分别为61.63%、50.26%、50.49%，而在空白组（R1）内其丰度为34.72%，这意味着磁铁矿负载生物炭的加入可以提高的丰度。R2～R4 内第二高丰度的为，它是一种典型的乙酸型产甲烷菌，其丰度分别为25.74%、33.63%、34.64%，而空白组的丰度为43.24%。这说明磁铁矿、BC 相较空白组内厌氧消化所产生的大量氢气可被高丰度的氢型产甲烷菌所利用，同时更好地维持系统稳定，这与COD 去除效果相符。相反，乙酸型产甲烷菌丰度降低，可能是磁铁矿、BC 可作为电子受体与乙酸型产甲烷菌形成竞争。

表1 反应器内古菌群落丰度

细菌层面分析如表2所示。在向反应器内投加50mg/L 2,4-DCP时，、、等为4 个反应器内的优势菌属。为发酵型铁还原菌，有报道称其能够降解多种芳香族化合物。当反应器内投加更高浓度的2,4-DCP时，反应器R3、R4 内的菌显示出了更高丰度，分别为12.34%和14.54%。为互养细菌，可转化小分子有机物。常出现在厌氧生物处理含酚废水中，可有效降解酚类化合物。投加磁铁矿负载生物炭的反应器内和丰度更高，这两种菌均属于绿弯菌门的厌氧丝状菌，可促进微生物的聚集，加速颗粒污泥的形成。这些丝状菌与水解酸化菌在R4 反应器富集，加速了酚类化合物的降解与转化，提高反应器的运行性能。是一种能够降解复杂有机物的发酵细菌，它可参与厌氧消化过程中基于直接种间电子转移（DIET）的联养代谢，这可能是在R3、R4中丰度更高的原因。

表2 反应器内细菌群落丰度

3 结论

本文制备了磁铁矿负载生物炭材料，对比了FeO、BC 和磁铁矿负载生物炭材料在UASB 内对厌氧微生物处理含酚废水的性能影响。结果显示，在厌氧条件下，磁铁矿负载生物炭材料能够更高效地降解2,4-DCP，提高甲烷产量和废水可生化性。磁铁矿负载生物炭可有效防止磁铁矿团聚，实现电子的长距离迁移，其上的官能团结构可更多地实现电子转移。磁铁矿负载生物炭材料可改善微生物结构，有利于铁还原菌（）、水解菌（）、酚类降解菌（）以及丝状菌（和）的富集，促进了酚类化合物的进一步降解和转化，保证反应器高效稳定运行，强化厌氧微生物对含酚废水的降解。