賈艷萍，張真，畢朕豪，張健，張?zhí)m河

（東北電力大學(xué)化學(xué)工程學(xué)院，吉林吉林132012）

鐵碳微電解工藝是在酸性條件下，利用鐵碳電極材料的微觀原電池反應(yīng)降解廢水中的有機(jī)污染物，具有處理效率高、占地面積小、運(yùn)行成本低等特點(diǎn)，適用于多種工業(yè)廢水的處理。許多學(xué)者利用鐵碳微電解工藝處理模擬廢水，取得了較好的處理效果。例如，F(xiàn)atemeh 等[1]采用鐵碳微電解工藝處理硝酸鹽廢水，以零價鐵負(fù)載的斜發(fā)沸石作為填料，在20～60℃時，可有效去除NO-3-N；Samarghandi等[2]采用微電解工藝處理酸性紅14 和酸性紅18 染料，當(dāng)初始pH 為3、反應(yīng)時間為120min、初始鐵濃度為2g/L 時，酸性紅14和酸性紅18 染料的去除率分別為90%和67%；Zhu等[3]采用鐵碳微電解工藝處理日落黃廢水，在球形煤基活性炭粒徑為3～6mm、海綿鐵處理時間為90min的條件下，日落黃和化學(xué)需氧量（COD）去除率分別為99%與65%。Che等[4]采用鐵碳微電解工藝處理豬場消化廢水，當(dāng)初始pH 為7.6、鐵碳投加量為150g/L、通氣速率為6L/h 及反應(yīng)時間為9h 時，COD 去除率為52.62%。綜上，鐵碳微電解工藝的研究主要集中在模擬廢水的處理效果方面，關(guān)于鐵碳微電解工藝處理實(shí)際印染廢水的效能預(yù)測及廢水處理前后生物毒性的變化研究尚少。

響應(yīng)面法可綜合表示回歸擬合因素及實(shí)驗(yàn)結(jié)果之間的函數(shù)關(guān)系，與單因素法及正交實(shí)驗(yàn)法相比，可反映不同影響因素間的交互作用，優(yōu)化工藝設(shè)計參數(shù)，得到整個區(qū)域的響應(yīng)值最優(yōu)點(diǎn)[5-7]。本研究以初始pH、鐵投加量、鐵碳質(zhì)量比及反應(yīng)時間為變量，構(gòu)建響應(yīng)面模型，優(yōu)化鐵碳微電解處理印染廢水的工藝條件，分析鐵碳微電解工藝處理前后實(shí)際印染廢水的生物毒性變化，為污染物排放控制提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 預(yù)處理實(shí)驗(yàn)

（1）鑄鐵屑預(yù)處理：由于鑄鐵屑表面有氧化膜及油漬等雜質(zhì)，直接使用會影響鐵碳微電解工藝處理效果，因此需進(jìn)行活化預(yù)處理。將直徑為0.050～0.074mm 鑄鐵屑在20% NaOH 溶液中浸泡2h，去除表面油污并沖洗至中性，再經(jīng)10%HCl溶液浸泡2h，去除表面氧化物及增強(qiáng)還原性，沖洗至中性烘干備用。

（2）活性炭預(yù)處理：將直徑為1.5mm焦油活性炭10kg 置于印染廢水中浸泡，使其達(dá)到吸附飽和的狀態(tài)，每隔12h換一次廢水并測定其COD，減小吸附作用對該工藝COD 去除效果的誤差影響，待COD保持不變時，取出烘干備用。

將預(yù)處理后的鑄鐵屑及活性炭密閉貯存，進(jìn)行后續(xù)鐵碳微電解工藝的實(shí)驗(yàn)。

（3）調(diào)節(jié)反應(yīng)器出水pH 為9，出水靜置沉淀后取上層清液，測定大腸桿菌的乳酸脫氫酶（LDH）釋放量、ROS產(chǎn)生水平及生長曲線，評價鐵碳微電解工藝進(jìn)出水生物毒性的變化。用于毒性分析的微生物選用大腸桿菌，革蘭氏陰性異養(yǎng)兼性厭氧型無芽孢短桿菌，最適生長溫度37℃，培養(yǎng)基采用LB培養(yǎng)基。利用大腸桿菌檢測進(jìn)水組、出水組及對照組的生物毒性變化，對照組采用正常LB 培養(yǎng)基，每組各設(shè)3個平行樣，實(shí)驗(yàn)結(jié)果取各組平均值。

1.2 實(shí)驗(yàn)用水

實(shí)驗(yàn)用水取自吉林市某毛紡廠，其主要經(jīng)營的產(chǎn)品有毛呢、精紡呢絨、毛線等。印染廢水取自該廠漂洗車間，主要對毛紡織物進(jìn)行退漿、漂洗及整理等操作，其水質(zhì)指標(biāo)見表1。

1.3 實(shí)驗(yàn)裝置

鐵碳微電解反應(yīng)器主體采用有機(jī)玻璃制成，有效容積為20L，高1200mm，內(nèi)徑150mm，壁厚2mm。其頂部設(shè)出水溢流槽，底部設(shè)鐵碳填料承托層。將鑄鐵屑與活性炭置于鐵碳微電解反應(yīng)器中機(jī)械混合（攪拌150r/min），再由水泵將實(shí)際印染廢水從反應(yīng)器底部進(jìn)入鐵碳填料層，進(jìn)行鐵碳微電解反應(yīng)。鐵碳微電解工藝流程見圖1。

鐵碳微電解反應(yīng)器的運(yùn)行周期為24h，剩余活性炭經(jīng)熱再生法處理后，進(jìn)行鐵碳微電解工藝實(shí)驗(yàn)，通過測定出水中COD 等指標(biāo)的變化發(fā)現(xiàn)，與新生活性炭相比，其對各項指標(biāo)去除率的變化均在3%以內(nèi)，因此活性炭可反復(fù)利用，同時反應(yīng)后的鑄鐵屑以鐵泥形式排出。

表1 實(shí)際印染廢水水質(zhì)指標(biāo)

圖1 鐵碳微電解工藝流程

1.4 響應(yīng)面實(shí)驗(yàn)設(shè)計

初始pH、鐵投加量、鐵碳質(zhì)量比及反應(yīng)時間等對COD去除率的作用如圖2所示。

圖2 單因素對COD去除率的影響

在前期單因素實(shí)驗(yàn)的基礎(chǔ)上，選擇中心點(diǎn)及各因素的高低水平，即設(shè)定初始pH 為4、鐵投加量為80g/L、鐵碳質(zhì)量比為0.8 及反應(yīng)時間為90min，通過Design-Expert 軟件對其影響因子進(jìn)行取值編碼，中心點(diǎn)分別用-1、0及1表示低、中及高水平，系統(tǒng)研究各因素間交互作用。以COD 去除率為響應(yīng)值，采用Box-Behnken模型整體研究各因素及響應(yīng)值之間的關(guān)系，并進(jìn)行回歸擬合，建立鐵碳微電解法處理實(shí)際印染廢水的工藝數(shù)學(xué)模型。響應(yīng)面實(shí)驗(yàn)因素及水平設(shè)計見表2。

1.5 分析項目與檢測方法

pH 采用pH 計（pHSJ-3F 型，上海儀電科學(xué)儀器有限公司）測定；COD、OD600采用紫外可見智能型多參數(shù)水質(zhì)測定儀（LH-3BA型，蘭州連華環(huán)?？萍加邢薰荆?測定；LDH 采用酶標(biāo)儀（Multiskan FC型，Thermo Fisher Scientific 公司）測定；活性氧物質(zhì)（ROS）采用熒光分光光度計（RF-5301PC型，日本島津公司）測定。

表2 響應(yīng)面實(shí)驗(yàn)因素及水平設(shè)計表

2 結(jié)果分析與討論

2.1 響應(yīng)面法

2.1.1 響應(yīng)面實(shí)驗(yàn)設(shè)計結(jié)果

采用Box-Behnken 設(shè)計29個實(shí)驗(yàn)點(diǎn)，根據(jù)表2各組實(shí)驗(yàn)參數(shù)進(jìn)行鐵碳微電解工藝降解印染廢水實(shí)驗(yàn)，響應(yīng)面實(shí)驗(yàn)組次設(shè)計結(jié)果如表3所示。

2.1.2 方差分析及顯著性檢驗(yàn)

對表3實(shí)驗(yàn)結(jié)果進(jìn)行方差分析，采用二次多項式擬合檢驗(yàn)?zāi)Ｐ惋@著性，檢驗(yàn)結(jié)果與F值呈正相關(guān)，與P值呈負(fù)相關(guān)（P≤0.01為極顯著，P≤0.05為顯著，P＞0.05為不顯著）[8]。表4為COD去除率模型方差分析。

由表4 可知，本模型顯著性檢驗(yàn)結(jié)果為：F=19.12 及P＜0.0001，說明該模型具有統(tǒng)計學(xué)意義；失擬項表示模型與實(shí)驗(yàn)的擬合程度，本模型失擬項值為0.1004＞0.05（不顯著），模型與實(shí)驗(yàn)差異較小，可采用該回歸方程進(jìn)行分析。AdjR-Squared表明響應(yīng)值的90.06%來自于所選因素，可較好地描述各因素與響應(yīng)值間的關(guān)系；C.V.%值與實(shí)驗(yàn)精確度呈反比，由于該值較低，因此實(shí)驗(yàn)可靠性高；Adeq Precision 為14.761（＞4），表明該模型可用于精確預(yù)測。初始pH、鐵投加量及反應(yīng)時間對COD去除率的影響顯著，同時根據(jù)F檢驗(yàn)可知，影響程度的大小順序?yàn)椋悍磻?yīng)時間＞初始pH＞鐵投加量＞鐵碳質(zhì)量比，同時鐵投加量與反應(yīng)時間存在極顯著交互作用。

COD 去除率實(shí)測值與預(yù)測值的對比如圖3 所示。模型預(yù)測值與實(shí)測值的線性擬合相關(guān)系數(shù)達(dá)0.9503，因此二次回歸模型對COD去除率的實(shí)測值與預(yù)測值間有良好相關(guān)性，這表明采用二次回歸模型預(yù)測鐵碳微電解法處理印染廢水的COD 去除效率可行。

表3 響應(yīng)面實(shí)驗(yàn)組次設(shè)計結(jié)果

圖3 COD去除率實(shí)測值與預(yù)測值的對比

由圖3可得，回歸模型的實(shí)測值及預(yù)測值的殘差正態(tài)概率基本分布于直線附近，這說明實(shí)驗(yàn)值及預(yù)測值差值較小。

表4 COD去除率（響應(yīng)值Y）模型方差分析

根據(jù)響應(yīng)面模型分析實(shí)驗(yàn)，COD 去除率的二次響應(yīng)面方程為式(1)。

式中，Y為COD去除率；A為初始pH；B為鐵投加量；C為鐵碳質(zhì)量比；D為反應(yīng)時間。

圖4 COD去除率攝動圖

2.1.3 因素相互作用

由圖4可知，在設(shè)計范圍內(nèi)，攝動圖中各影響因子均為負(fù)影響，即響應(yīng)值隨自變量升高而減小，呈負(fù)相關(guān)。初始pH、鐵投加量、鐵碳質(zhì)量比和反應(yīng)時間的一次項系數(shù)分別為-1.09、0.69、0.51及-1.51，因此，各因素作用大小排序?yàn)椋悍磻?yīng)時間＞初始pH＞鐵投加量＞鐵碳質(zhì)量比。

2.1.4 交互作用的響應(yīng)曲面圖

根據(jù)二次回歸模型得響應(yīng)面三維圖，分析初始pH、鐵投加量、鐵碳質(zhì)量比及反應(yīng)時間等因素及因素間交互作用對COD 去除率影響，結(jié)果如圖5所示。

圖5 不同因素對COD去除率影響的響應(yīng)面三維圖

在初始pH為3.53、鐵投加量為83.92g/L、鐵碳質(zhì)量比為0.82、反應(yīng)時間為78.48min的條件下，實(shí)際COD 去除率為75.48%，預(yù)測COD 去除率為75.25%（實(shí)際值與預(yù)測值相差0.23%＜2%）。因此，鐵碳微電解工藝處理印染廢水的數(shù)學(xué)模型對工藝條件優(yōu)化和COD去除率預(yù)測具有良好的可靠性。

2.2 生物毒性檢測

實(shí)際印染廢水成分復(fù)雜、毒性大，為了研究印染廢水處理前后的生物毒性變化，減少排放廢水對環(huán)境的影響，應(yīng)進(jìn)行生物毒性分析。生物毒性檢測是反映水體污染程度及評價水處理技術(shù)有效性的重要手段[9-11]。通過分析有毒物質(zhì)對細(xì)菌的生物轉(zhuǎn)運(yùn)及轉(zhuǎn)化的影響可反映食物鏈中物質(zhì)、能量的傳遞及生物群落的變化[12]。由于細(xì)菌具有生長繁殖快、對環(huán)境條件變化敏感及生長條件簡單等特點(diǎn)，因此可用于進(jìn)行生物毒性研究[13]。大腸桿菌作為常見的細(xì)菌，可通過大腸桿菌的LDH 釋放量、ROS 產(chǎn)生水平及生長曲線等，研究印染廢水處理前后的生物毒性變化。

2.2.1 LDH釋放量

LDH 又稱NAD+氧化酶，存在于細(xì)胞質(zhì)內(nèi)，是參與丙酮酸和乳酸相互轉(zhuǎn)化即糖酵解最后一步的催化酶，隨細(xì)胞受損釋放至細(xì)胞外，因此胞外LDH是檢測細(xì)胞受損程度的一種標(biāo)志性蛋白，與細(xì)胞破損率呈正比[14-15]。利用煙酞胺腺嘌呤二核苷酸NAD+/NADH 作輔酶，LDH 的每一個亞基分別結(jié)合一個底物分子及一個輔酶分子，通過可逆催化氧化去質(zhì)子化乳酸，生成去質(zhì)子化丙酮酸及H+，同時NAD+與底物的一個H+及兩個e-結(jié)合轉(zhuǎn)化為NADH。反應(yīng)方程式如下：

將超純水組作為對照組，分別接種等量的大腸桿菌，檢測對照組、進(jìn)水組及出水組培養(yǎng)基中LDH釋放量的變化，結(jié)果如圖6所示。與進(jìn)水組相比，出水組中LDH 釋放量由對照組的2.13 倍下降至1.64 倍。進(jìn)水組培養(yǎng)基中LDH 釋放量最多，這說明進(jìn)水中某些有毒污染物會導(dǎo)致細(xì)胞膜損傷及通透性增加；出水組培養(yǎng)基中LDH釋放量下降明顯，說明有毒污染物在一定程度上得到降解，細(xì)胞破損率降低。

圖6 LDH釋放量對比

2.2.2 ROS產(chǎn)生水平

ROS是大腸桿菌體內(nèi)與氧代謝相關(guān)的含氧自由基、易形成自由基的過氧化物及不以自由基形式存在的高活性中間產(chǎn)物等的總稱[16-18]。在有毒有害的廢水中，細(xì)胞內(nèi)的ROS 升高，高濃度的ROS 是細(xì)胞產(chǎn)生氧化應(yīng)激的潛在原因之一，若在生物體內(nèi)大量積累則會造成氧化損傷[19]。損傷位置主要包括以下3個。

（1）生物膜脂質(zhì)。細(xì)胞膜磷脂的主要成分是多聚不飽和脂肪酸，ROS 對其有較高親和力和攻擊力，導(dǎo)致細(xì)胞膜的結(jié)構(gòu)功能發(fā)生改變，影響膜的流動性及膜蛋白的活性。

（2）蛋白質(zhì)。ROS可與巰基及色氨酸殘基結(jié)合發(fā)生氧化反應(yīng)，使多肽鏈交聯(lián)、聚合或斷裂，造成蛋白質(zhì)的構(gòu)象或活性位點(diǎn)改變，使其功能受損。

（3）核酸。DNA 雙螺旋外側(cè)的嘌呤和嘧啶受到ROS 攻擊，導(dǎo)致堿基被修飾、氫鍵或單雙鏈斷裂，使核酸出現(xiàn)永久性破壞[20]。

當(dāng)細(xì)胞內(nèi)有ROS 類物質(zhì)存在時，不具有熒光特性的H2DCF 會被氧化成具有熒光特性的DCF，且DCF 的熒光強(qiáng)度隨ROS 含量升高而增大。在有毒有害的廢水中，細(xì)胞內(nèi)ROS水平會升高。因此，通過測定DCF 的熒光強(qiáng)度可推測細(xì)胞內(nèi)ROS 的含量。對照組、進(jìn)水組及出水組培養(yǎng)基中ROS 產(chǎn)生水平見圖7。由圖7可知，與進(jìn)水組相比，出水組中ROS 產(chǎn)生水平由對照組的19.26倍下降至對照組的4.81 倍。進(jìn)水組培養(yǎng)基中ROS 產(chǎn)生水平最高，出水組培養(yǎng)基中ROS 產(chǎn)生水平下降，說明鐵碳微電解工藝去除了部分有毒污染物，降低了大腸桿菌的氧化損傷、衰老及死亡率。鐵碳微電解工藝產(chǎn)生ROS的機(jī)理如式(2)～式(6)[21-22]。

圖7 ROS產(chǎn)生水平對比

2.2.3 大腸桿菌生長曲線

利用大腸桿菌培養(yǎng)液中細(xì)菌的吸光性，在600nm波長處測定吸光度值，由于細(xì)菌菌體密度與OD600在一定范圍內(nèi)存在線性關(guān)系，可根據(jù)OD600與時間關(guān)系推測培養(yǎng)液濃度，估計細(xì)菌生長情況[23]。

大腸桿菌在對照組、進(jìn)水組及出水組中的生長曲線，如圖8所示。有毒污染物可抑制大腸桿菌生長，對照體系的遲緩期、對數(shù)期分別持續(xù)了約2h、12h，進(jìn)水體系的遲緩期、對數(shù)期分別持續(xù)了約6h、5h，出水體系的遲緩期、對數(shù)期分別持續(xù)了約4h、9h。有毒污染物對大腸桿菌生長的抑制作用主要表現(xiàn)為縮短對數(shù)期，促使其較早進(jìn)入穩(wěn)定期及減少穩(wěn)定期細(xì)菌數(shù)。進(jìn)水中菌體的生長周期影響最大，這可能由于某些有毒污染物抑制細(xì)菌生長，減少進(jìn)入穩(wěn)定期的活菌數(shù)，消耗營養(yǎng)成分越少，菌體利用剩余營養(yǎng)物質(zhì)維持穩(wěn)定期時間延長。與對照組相比，進(jìn)水組與出水組吸光度降低率分別為49.1%及21.8%。

圖8 生長曲線對比

圖9 菌落對比

大腸桿菌生長情況是通過測定菌液吸光度進(jìn)行推測，由于吸光度測定結(jié)果為活細(xì)胞及死細(xì)胞的總和，為了減少誤差，更好地分析體系中活菌生長情況，需利用平板計數(shù)法進(jìn)一步評估水質(zhì)變化對菌體的影響。由圖9可知，對照組細(xì)胞數(shù)在0～14h，隨著時間延長，菌落數(shù)呈增長趨勢，且在第14h數(shù)量最多，隨后數(shù)量遞減；出水組中細(xì)胞生長規(guī)律與對照組相似，菌落數(shù)小于對照組；進(jìn)水組中細(xì)胞數(shù)量在4～6h 間出現(xiàn)小幅度增加，但與其他兩組相比，細(xì)胞數(shù)量大大減少，這說明印染廢水毒性較大，導(dǎo)致細(xì)胞出現(xiàn)生長抑制甚至死亡。

鐵碳微電解工藝處理后的印染廢水，有毒污染物的生物毒性明顯減小，大腸桿菌細(xì)胞死亡率由98.1%下降至61.5%，對數(shù)期由5h 延長至9h，且BOD5/COD 從0.151 升至0.416，極大地提高了廢水的可生化性。

3 結(jié)論

（1）采用響應(yīng)面法建立了鐵碳微電解工藝處理印染廢水的數(shù)學(xué)模型，其對COD 降解影響程度大小順序?yàn)椋悍磻?yīng)時間＞初始pH＞鐵投加量＞鐵碳質(zhì)量比，同時鐵投加量與反應(yīng)時間存在極顯著交互作用。

（2）響應(yīng)面法得到的最佳工藝條件為：初始pH 為3.53、鐵投加量為83.92g/L、鐵碳質(zhì)量比為0.82、反應(yīng)時間為78.48min，實(shí)測COD 去除率為75.48%，其預(yù)測值為75.25%，實(shí)測值與預(yù)測值相差0.23%（＜2%）。

（3）鐵碳微電解工藝出水中LDH 及ROS 分別下降了77%及25%，細(xì)胞膜破損率及死亡率降低，并延長了其對數(shù)生長期，因此鐵碳微電解工藝處理實(shí)際印染廢水可減少出水生物毒性，使其達(dá)標(biāo)排放。