預氧化生化法處理聚丙烯酰胺污水的實驗研究：
預氧化生化法處理聚丙烯酰胺污水的實驗研究，聚丙烯酰胺(Polyacrylamide,簡稱PAM )是一種線型的水溶性聚合物，以其相 對高分子量和低濃度水溶液的高粘性而被廣泛用來提高原油的采收率。隨著各個 油田相繼采用聚合物驅以提高原油采收率，含聚污水的數量正在逐年增加。由于 PAM是高分子聚合物，所以含有聚丙烯酰胺（PAM)的污水具有粘度大，可生 化性差，難生物降解的特點。眾所周知，聚丙烯酰胺雖然無毒無害，但其降解后 的單體丙烯酰胺(acrylamide, AM)卻會傷害人和動物的周圍神經系統。而且，聚 丙烯酰胺在大多數應用領域的最終歸屬為進入地表水或地下水，而含有聚丙烯酰 胺的污水不僅會改變水的理化性質，而且聚丙烯酰胺本身對化學需氧量(chemical oxygen demand, COD)也有貢獻，且可能會因為解聚而釋放丙烯酰胺。因此，如 何處理含聚污水一直是環境保護者研究的一大難題。
論文的研究內容分為五部分。第一部分是文獻綜述；第二部分是Fenton預 氧化提高油田含聚污水的可生化性；第三部分是油田含聚污水的生化處理；第四 部分是Fenton預氧化-生化法處理油田含聚污水的室內模擬實驗；第五部分是結 論與展望。
該論文以勝坨含聚污水為研究對象，由于含聚廢水的BOD5/COD值很小，可 生化性較差，若直接采用生物處理，處理效果差，所以本論文擬將物化法與生物 法結合，在生物處理前進行預處理，提高廢水的可生化性。通過實驗研究，主要 研究結論概括如下：
1.通過Fenton預氧化來處理含聚污水，提高其可生化性。通過單因素實驗 和正交優化實驗，確定了Fenton氧化降解HPAM的最佳條件，即反應時間為40 min，溶液的初始pH=4，H2O2/CODH.0，H2O2/Fe2+=12，反應溫度為 40°C。在 此條件下，HPAM和COD的去除率分別達到83.8°%和77.1°%，BOD5/COD值也從
不到0.10升高到0.40以上，HPAM的可生化性得到了明顯改善。并用含聚丙烯 酰胺降解菌的活性污泥進行了對比驗證實驗，結果證實經過Fenton氧化預處理， HPAM降解為容易被微生物利用的物質，可生化性提高，從而為含聚污水進行后 續生物處理創造了有利條件。
2.本文從勝利油田的活性污泥中篩選出三株聚丙烯酰胺降解菌，通過比較
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篩選出一株降解效果較好的菌，命名為AS-2。經生理生化鑒定和PCR-16S rDNA 鑒定后，菌AS-2為脫氮副球菌。研究了AS-2對聚丙烯酰胺生物降解的最佳條件。 結果表明，當降解時間為5 d，pH=8,溫度為40 °C，碳源為原油，氮源為NaN〇3, 原油和NaN〇3的含量分別為2.5 g-L-1，1.4 g-L-1時，AS-2對聚丙烯酰胺的降解率 達到 45.23 %。
3.根據所優選出的最佳條件，用Fenton預氧化-生化法處理含聚污水進行了 室內模擬實驗。經Fenton氧化和生化處理后的含聚污水的CODcr值和聚丙烯酰 胺的去除率分別達到了 93.63%和90.50%。并分別對原樣、氧化產物和生化降解 產物進行紅外掃描。結果表明，Fenton氧化可能把部分聚丙烯酰胺氧化成了醛和 羧酸，經生化處理的聚丙烯酰胺，聚丙烯酰胺降解菌主要降解了聚丙烯酰胺的側 鏈，把酰胺基降解成了羧酸和游離的氨基。并用高效液相色譜法檢測了氧化和生 化后的PAM溶液，未檢測出單體丙烯酰胺。
前言
聚丙烯酰胺(Polyacrylamide, PAM )是一種線型的水溶性聚合物，以其相對高 分子量和低濃度水溶液的高粘性而被廣泛用來提高原油的采收率。聚丙烯酰胺在 為油田生產提高采收率的同時，對其采出液的處理遇到很大問題。注入地層的聚 丙烯酰胺隨原油/水混合液進入地面油水分離與水處理終端，大幅提高了混合液 的粘度和乳化性，使油水分離難度加大，造成采出水含油量嚴重超標。聚丙烯酰 胺對環境的直接影響是油田生產過程中不得不向當地水體排入采出水。由于油田 配制聚丙烯酰胺需要新鮮水和以及部分低滲透地層，使部分含有較高濃度的聚丙 烯酰胺采出水外排。絕大多數的聚丙烯酰胺進入地下油層，由于地層結構原因， 很難避免其滲透到地下水層。聚丙烯酰胺在地面水體和地下水中的長期滯留，必 將對當地水環境造成潛在的危害。眾所周知，聚丙烯酰胺雖然無毒無害，但其降 解后的單體丙烯酰胺(acrylamide, AM)卻會傷害人和動物的周圍神經系統。而且， 聚丙烯酰胺在大多數應用領域的最終歸屬為進入地表水或地下水，而含有聚丙烯 酰胺的污水不僅會改變水的理化性質，而且聚丙烯酰胺本身對化學需氧量 (chemical oxygen demand, COD)也有貢獻，且可能會因為解聚而釋放丙烯酰胺。
因此，如何處理含聚污水一直是環境保護者研究的一大難題。
聚合物驅采油廢水的處理方法很多，大致可以分為物理法，化學法，生物法。
其中生物處理方法作為對環境污染物高效的處理手段，由于其技術上的成熟、無 二次污染和其低廉的運行費用，微生物降解與處理工藝已經在各種污染物的無害 化處理領域發揮著核心作用。但由于PAM是高分子聚合物，所以含有聚丙烯酰 胺的污水具有粘度大，可生化性差，難生物降解的特點。所以本論文將物化法與 生物法結合，在生物處理前進行預處理，提高廢水的可生化性。由于Fenton試 劑法具有氧化效果好，設備簡單，易于操作，無二次污染的優點，因此選用Fenton 試劑進行預處理。采用Fenton預氧化-生化法處理油田含聚污水，取得了初步的 研究成果。
1文獻綜述
石油是一種不可再生的重要能源和工業原料，在我國現代化建設中對人們的 生活與工作中有著極為重要的作用，被廣泛地應用于國民經濟的各個方面，是重 要的戰略物資[1]。隨著世界經濟的發展，特別是我國近幾年來，石油需求量不斷 增加，同時我國石油生產的主力油田呈現逐年下降趨勢。如果這種局面不能得到 有效的扭轉，我國國民經濟持續發展的戰略目標就會受到很大的影響，所以我國 十分重視石油開采技術的發展。為了緩解石油供需之間的矛盾，各國加大了勘探 新油田的力度，但油田資源畢竟有限，可供勘探的資源越來越少。因此，在現有 的油田中如何提高石油的采收率，成為世界各國都非常關注的問題。從人類社會 對于石油的需求以及油田開發方式的發展趨勢來看，三次采油將成為21世紀工 業普遍應用的主導開發方式，具有極重要的戰略意義。目前，聚合物驅油是世界 上大多數油田開采后期采用的方法，相應產生大量的廢水，造成嚴重的環境污染 問題，如不能很好的解決，將嚴重制約油田生產。因此，開發出一種高效，快捷 的采油廢水處理方法，成為一項非常重要的任務。
1.1三次采油含聚污水現狀及特征
聚合物驅油技術(polymer flooding)是目前應用最廣泛的三次采油技術，它是 指在油田注入水中加入一定量的水溶性高分子量的聚合物(具體為聚丙烯酰胺， Polyacrylamide PAM)，增加水相粘度，同時降低水相滲透率，改善油水流度比， 提高原油采收率的方法。美國于1964年最先開展了聚合物驅采油技術的礦場試 驗，取得了成功，隨后蘇聯、加拿大、法國、德國以及阿曼等都進行了聚合物驅 工業化試驗。但由于聚合物驅采油生產成本較高和油價波動等因素的影響，目前 上述各國的聚合物驅采油作業已經不多。
隨著我國主要油田的二次開采進入中后期，出于對經濟發展所需能源不斷增 加以及能源安全的考慮，我國于1996年在大慶油田也開始了聚合物驅采油技術 的工業化應用，到2002年的時候，大慶油田聚合物驅油動用地質儲量己達到4.05 X108噸，年產原油量突破千萬噸，其規模之大是國外油田所不能比擬的。目前 聚合物驅油技術在我國各油田的應用已大規模展開。
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但聚合物驅油作業的綜合含水率為80%左右，在聚合物驅油技術提高原油采 收率，獲得原油穩產和高產的同時，大量的新型采油污水，聚合物驅采油污水也 隨之產生了。與注水驅采油廢水的水質條件相比，聚合物驅采油廢水中不僅含油 量高，而且含有大量的聚合物。含有的聚丙烯酰胺（HPAM)已被大量水解，一 方面由于水溶性作用增大污水的粘度，根據Stokes公式不利于水中油滴等顆粒的 分離；另一方面，HPAM靠其分子鏈上的吸附基團(-CONH2)吸附水中的油滴及 固體懸浮物等顆粒，過多的HPAM分子包裹在顆粒表面，并且由于HPAM分子 鏈上的帶電基團(-COO-)在水中的解離，使得顆粒表面帶上了大量的負電荷，增 加了顆粒表面的電荷電位及顆粒間的靜電排斥力，再加上-COO-基團親水水溶劑 化作用，在帶有大量負電荷的顆粒外圍又包裹了一層水化殼，這樣就大大增強了 水中油滴等顆粒的乳化穩定性[3]，此時HPAM實際起了高分子分散劑的作用，使 得細小的油滴等顆粒難以聚結長大[4]，很難從水中分離出來并使采出液粘度增 大。因此，采出液不易破乳脫水?；谝陨显?，聚合物驅采油所產生的含油污 水也不同于一般的含油污水，它的主要特點有：
采出水中含有聚合物，會使含油污水的粘度成倍增加(通常增加4-6倍 以上)，油水乳化程度和強度增高，油水分離速度減慢。同時會增大水中膠體顆 粒的穩定性，使污水處理所需的自然沉降時間增長。
聚合物屬親水性表面活性劑，對W/O型乳狀液具有一定的破壞作用， 阻礙W/O型乳狀液的生成，卻有助于O/W型乳狀液的生成，因而增加了處理難 度，使處理后的污水中油含量較高。
由于陰離子型聚合物的存在，嚴重干擾了絮凝劑的使用效果，使絮凝 作用變差，大大增加了藥劑的用量。含聚合物后，含油污水處理的總體效果變差， 處理后的水質達不到原有水質標準，油含量、懸浮固體含量嚴重超標。
由于聚合物吸附性較強，攜帶的泥沙量較大，大大縮短了反沖洗周期， 增加了反沖洗工作量。同時由于泥沙量增大，要求污水處理各工藝環節排泥設施 必須得當，必要時需增加污泥處理環節。
從上述水質特點可以看出三采含聚污水是一種粘度較大、乳化程度較高、難 生物降解的有機污水。大慶某油田注入的聚合物為陰離子型部分水解聚丙烯酰胺 (HPAM)，分子量為1300萬和2500萬，注入濃度為5000mg/L左右，根據生產實 際調整。目前采用的處理工藝仍然是傳統的老三段式的處理方式，即“自然除油- 混凝除油-壓力過濾”方法，采出液中聚合物濃度最高為700mg/L左右，不能滿足 油田回注水的有關標準 。用油田現有的采油污水處理工藝(沉降或浮選-過濾)處 理含聚污水，出現了沉降時間過長，出水達不到油田回注水水質要求，無處回注， 外排又嚴重污染環境等問題。因此研究有效的處理含聚污水方法，已經成為油田 繼續擴大聚合物驅油作業中亟待解決的問題，有著顯著的實際應用價值和良好的 環境效益。
1.2三次采油含聚污水的處理方法
聚合物驅采油廢水的處理方法很多，大致可以分為物理法，化學法，生物法。 1.2.1物理處理方法
物理處理技術有很多種可以用來處理聚合物三次采油廢水，傳統的方法主 要包括氣浮法，膜分離法和過濾法。
氣浮法是固液分離或液液分離的一種技術，主要用于從廢水中去除密 度小于1的懸浮物、油類和脂肪等，油水分離效率很高，對于去除膠態油與乳化 油具有較好的作用，目前廣泛應用于各類含油廢水的處理，一般和絮凝法結合使 用，如阿曼的Sultan Qaboos大學用聚合氯化鋁(PAC)和聚丙烯酰胺作混凝劑，結 合氣浮法處理Marmul油田的采油廢水，使含油廢水的油濃度從200mg/L降至 30mg/L以下。同時氣浮具有降溫、充氧的功效，能夠提高微生物的生化降解性 能，可作為生化法的預處理技術。
膜分離技術是利用膜的選擇透過性對污水進行分離和提純的技術。近年 來膜分離技術越來越多的用于油田采出水的處理。美國在1991年前后研究了一 種陶瓷超濾膜處理油田采出水，處理后的水達到了油田回注水的水質標準。膜分 離法具有不需加入其它試劑，不產生含油污泥等優點，但對廢水的預處理要求嚴 格，膜的清洗亦十分麻煩，同時膜污染使得膜通量降低也是一個需要解決的問題。
從膜技術在油田的室內研究與現場應用可以看出：膜分離技術作為一種有效 的分離手段，其試驗和應用結果都可以達到油田的各種特殊要求，應用前景十分 誘人。但是，能否得到廣泛的應用，主要取決于它分離的長期有效性和工藝的經
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濟性。
王北福等[6]將油田驅采出水經處理后回用作聚合物配制用水，開展了超濾與 電滲析聯用處理含聚合物污水的試驗研究。超濾膜為5- HFP-276-PV I型管式超 濾膜，共4根，兩兩串聯后再并聯，單根管長為152.4cm，直徑為2.54cm，有效 面積為0.10m2，其材質為PVDF,截留分子質量為120ku,經處理后使其表面帶 負電荷，因而具有抗油污染的性能。電滲析所用離子交換膜為3361和3362型異 相陰陽離子交換膜，共60對，按兩極4段安裝，膜的有效面積為770cm2,陽膜 面電阻<12Q* cm2,陰膜面電阻<15cm2,陰陽極都為欽涂釘電極。結果表
明：管式濾膜能有效去除水中的原油、懸浮物和聚合物等雜質，保證了電滲析裝 置的平穩運行，而電滲析是一種經濟有效的降礦化度技術；處理出水能夠達到和 清水一樣的配液效果，從而可以代替清水用于現場配制聚合物溶液。
過濾法主要是利用濾料對石油類、懸浮物的截留來達到對污染物質去除 的目的。過濾法除油效果良好，但對進水水質的pH值、溫度、CODcr含量、石 油類污染物的濃度及過濾速率等因素的要求較為嚴格。
此外，近年來，新型物理處理技術也開始應用于聚合物驅采油廢水的處理。 如超聲波處理技術[7]，在國外己有大量實驗室的基礎研究成果，被認為是一種有 前途的廢水處理技術[8]。吸附法是利用固體表面有吸附水中溶解性物質及膠體物 質的能力，但成本較高且再生困難，處理能力不穩定；薄膜電解技術也是處理乳 化含油廢水的新方法；磁化法處理乳化含油廢水是近年來研究的一項新技術，該 技術通過在采油廢水中加入電解質以增加其導電性，在磁電裝置的作用下使采油 廢水產生磁性，并以此破壞乳化油滴的穩定性，進而油水分離。
1.2.2化學處理方法
化學法包括化學氧化法，混凝沉淀法和一些新型處理方法。
化學氧化法常用于生物處理的前處理。一般是在催化劑作用下，用化學 氧化劑處理有機污水以提高其可生化性，或直接氧化降解污水中有機物。高級氧 化技術（Advanced Oxidation Processes, AOPs)是一種新興的水處理方法，其基 礎在于運用電、光輻射、催化劑，有時還與氧化劑結合，在反應中產生*OH， 通過自由基與有機化合物之間的加成、取代、電子轉移、斷鍵等使水中的大分子 5
難降解有機物氧化降解成低毒或無毒的小分子物質，甚至直接降解成為002和 H2O接近完全礦化。目前，針對HPAM降解主要是添加降解劑產生自由基的氧化 反應。
眾多研究表明，生物難于處理的污染物通常具有相應的化學穩定性，難于被 常見的氧化劑礦化，這就要求所采用的化學氧化劑具有足夠的氧化能力以徹底破 壞有機物，這種趨勢促使了以產生• 0H為主要特點的AOPs的迅速發展。常見 氧化劑的標準電極電位見表1-1。
表1-1常見氧化劑的標準電極電位
Table 1-1Standard potential of common oxidants
氧化劑種類標準電極電位9/v
F22.87
•0H2.80
Fe(^)2.20
032.07
氏021.77
Mn041.68
HC1041.63
C1041.50
Cl21.36
Cr(^)1.33
021.23
其數據表明，除F2外，，0H和Fe(VI)比其他常見的氧化劑具有更高的電極電 位，因此具有更高的氧化能力。高級氧化過程區別于其他氧化的特點在于以下幾 方面：
1)反應過程中產生大量非常活潑的• 0H自由基，• 0H是反應的中間產物， 可誘發后面的鏈反應，由于*0H的電子親和能為569.3kJ/mol，可將飽和烴中的 H拉出來，形成有機物的自身氧化，從而使有機物得以降解，這是各類氧化劑單 獨使用都不能做到的。
2 ) *0H無選擇的與污水中的污染物反應將其降解為二氧化碳、水和無害鹽，
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不會產生二次污染。
反應速度快，多數有機物在此過程中的氧化速率常數可達106-109/mol*s。
適用范圍廣，較高的氧化電位使得• OH幾乎可將有機物氧化直至礦化。
反應條件溫和，通常對溫度和壓力無要求，不需要在強酸或強堿介質中進 行。
由于它是一種物理-化學處理過程，很容易加以控制，以滿足處理需要。
它既可以作為單獨過程處理，又可與其他處理過程相匹配，特別是可作為 生物處理過程的預處理手段，難生物降解的有機物在高級氧化過程處理后其可生 化性大多可以提高，從而有利于生物法的進一步降解。
王寶輝等[9]采用次氯酸鹽氧化法制備了高鐵酸鉀，并以高鐵酸鉀為氧化劑， 對油田含PAM的污水進行降解和降粘的研究，探討了高鐵酸鉀投加量，初始pH 值初始濃度和反應溫度對氧化降解以及降粘的影響。結果表明，高鐵酸鉀是一種 高效的強氧化劑，氧化PAM降解率在60min時達90°%以上；降粘性能也非常顯著， 在15min時含PAM污水的粘度可以降至與蒸餾水相近的粘度。同時，該研究者還 對高鐵酸鉀氧化PAM污水降解和降粘機理探討，推斷其機理為：
Fe〇42 + H+ + (-CH2 -CH2-、2 —2 -2-)n-m
CONH2 + FeO43- ^ CH = CH2 - CONH2 + CH2 = CH2 -COOH + HFeO43— — CO2+ H2O + Fe3+ + NO3— + N2
張鐵凱等[10]通過對油田聚合物驅污水特性的研究，提出處理油田聚合物驅污 水的關鍵是去除污水中的PAM。并進行了Fenton試劑法氧化去除油田污水中聚丙 烯酰胺的試驗研究。Fenton氧化法是典型的均相AOPs。過氧化氫與亞鐵離子的 結合即為Fenton試劑。Fenton試劑具有極強的氧化能力，特別適用于某些難治理 的或對生物有毒性的工業廢水的處理。結果表明：在聚丙烯酰胺，FeS04*7H2〇 和H2O2的質量比為400:100:165條件下，處理后污水中PAM殘存率在10%以下， 處理每噸廢水總運行費用小于2元。
近年來，國際上對光催化技術應用于環境治理方面的研究高度重視，研究活 動非常踴躍，取得的成果非常顯著，大量的研究報道表明，光催化法對環境污染 物有很好的去除效果，反應過程中產生強氧化性基團(主要是*〇H)，通過自由基
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使很多生物難降解的物質最終可以達到完全礦化。光催化法處理污水是當前污水 處理四大熱門研究課題之一，是一種潛在的、非常有發展前途的、對環境友好的 污水處理技術。羅一菁等[11]以1102為光催化劑，利用紫外燈為光源，以質量濃度 為200 mg/L的PAM水溶液為模擬污水，探討了光催化氧化降解水中聚丙烯酰胺 的可行性，取得了較好的試驗結果。陳穎等[12]研究者以半導體粒子為光催化劑， 利用光能，針對油田采污水中的PAM，探討了光催化氧化降解水中聚丙烯酰胺的 可行性，取得了較好的試驗結果。
混凝沉淀法
混凝技術是目前國內外普遍使用的一種水處理技術，是用來提高水質處理效 率既經濟又簡便的方法，在水處理領域中得到了廣泛的應用[13]。
在油田污水現有處理工藝系統的基礎上，研究出針對含聚合物污水的高效絮 凝劑，不但可以避免耗費大量資金籌建新的污水處理站或增設新的處理設備而且 還會提高水處理效率，目前在這方面的研究已有一些進展。
鄧述波等[14]通過篩選復配得到的絮凝劑XN98,該絮凝劑由無機絮凝劑和有 機陽離子絮凝劑組成，主要成分為無機絮凝劑，其作用是電性中和，使膠體脫穩， 而其中少量的有機陽離子絮凝劑則起到電性中和及絮凝架橋的雙重作用，使絮團 緊密結合。室內試驗表明，該絮凝劑處理聚合物驅污水效果優于PAC(聚合鋁)， 調整用量可使處理后水質分別達到不同滲漏層注水控制標準。
李大鵬[15]認為聚鋁和硫酸鋁混凝處理含聚污水的機理為：HPAM在羥基鋁離 子的橋聯作用下，形成具有空間網狀結構的沉淀物而被去除，采出水粘度降低。 其中聚鋁能將500mg/L HPAM的污水降低到0.43 mg/L。作者研制的改性聚合鋁 (HPAC)對聚合物采油污水進行混凝處理可使油的去除率達到99.9%以上，處理后 水質能滿足一級處理的出水要求(即SS< 20 mg/L，油<50 mg/L)。
李桂華等[16]研制的絮凝劑LN-A和助凝劑LN-B對聚合物采出水中的懸浮物 和殘余油有高效脫穩、強絮凝及破乳能力，用于大慶采油二廠的聚合物驅采出水 處理，出水懸浮物和殘余油滿足回注水標準。以上開發出的新型絮凝劑均是針對 陰離子型PAM的特點來設計的，且大多是對無機陽離子絮凝劑的改性或是復配的 結果，有機高分子絮凝劑雖然絮凝效果好，但由于價格較高，應用受到限制?？?見對于絮凝法處理含聚污水的研究方向是研制高效低價的陽離子絮凝劑。
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此外，近年來國內外利用其它化學法處理三次采油廢水也取得了較大進展。 例如，電解絮凝法，就是以鐵為陽極，生成的Fe(OH)2在空氣中逐漸氧化成 Fe(OH)3，與聚合物絮凝沉淀，將其從水中去除；光催化法對環境污染物有很好 的去除效果，反應過程中產生強氧化性基團(主要是*OH)，通過自由基使很多生 物難降解的物質最終可以達到完全礦化。有研究者以半導體粒子為光催化劑，利 用光能，針對油田采污水中的PAM，探討了光催化氧化降解水中聚丙烯酰胺的可 行性，取得了一定的進展。
1.2.3生物處理方法
生物處理方法作為對環境污染物高效的處理手段，由于其技術上的成熟、無 二次污染和其低廉的運行費用，微生物降解與處理工藝已經在各種難降解污染物 的無害化處理領域發揮著核心作用。
生物法處理油田采出水大致可分為好氧生物處理和厭氧生物處理兩種方法。
好氧生物處理主要方法有活性污泥法和生物膜法，并發展出多種工藝：
活性污泥法：在采油廢水處理中應用最多的工藝為間歇式活性污泥法 (sequencing batch reactor, SBR)。巴西的 Rio De Janeiro 等應用 SBR 工藝對油田米
油廢水進行生物處理實驗，CODcr的去除率在50%以上。
生物膜法：生物膜法中應用在采油廢水處理的方法主要有生物濾池、生 物流化床和生物接觸氧化等，因為采油廢水的懸浮物(SS)—般較高，生物膜法處 理的廢水必須先進行預處理，應用受到一定局限。
厭氧處理可以使高分子有機物質降解為低分子的酸和醇類，并去除一部 分的S2-，提高好氧可生化性。國外研究者發現HPAM的降解產物可作為細菌生命 活動的營養物質，反過來營養的消耗又促使HPAM降解，聚合物驅油在注入地下 過程中經過一段密閉系統，具備了硫酸鹽還原菌生長的條件。
Junzo Suzuki等[17]針對HPAM生物降解性能進行研究，結果表明無論是高分 子量的HPAM，還是經過氧化后斷鏈的低分子量的HPAM都難于生物降解。 Mamouni等[18]對HPAM溶液進行48小時紫外線處理以及6個星期的馴化后，好 氧去除HPAM和厭氧去除HPAM的效率都顯著提高，從原有的可生化性僅有
6%-0.7%，提高到15%以上。
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黃峰[19]和程林波[20]對硫酸鹽還原菌對HPAM的生物降解性能進行了考察。黃 峰對接種不同菌量的HPAM，選擇了 300°C的恒溫、pH=7左右、HPAM溶液濃度 在500-800mg/L時，溶液粘度損失較大。研究者認為此濃度范圍較適宜SRB生長， SRB的繁殖促進HPAM的降解，從而導致HPAM水溶液粘度損失較大。油田采出 水中的溫度、pH值、HPAM濃度都與研究SRB降粘最佳參數接近，利用油田水中 的原有硫酸鹽還原菌降粘是一個切實可行的方法。程林波將硫酸鹽還原菌引入水 解工藝中，證明了硫酸鹽還原菌對HPAM降解的可行性。
Holliman等[21]研究了大田和實驗室土壤中的微生物對PAM的降解作用，通過 監測土壤中的微生物的生長情祝、酰胺酶和土壤中的氮的含量的變化，認為PAM 的微生物降解很慢，土壤中的PAM的降解是物理、化學和生物共同作用的結果。
作為一種相對穩定的高分子聚合材料，聚丙烯酰胺有著極強的生物抗性，即 使是己經被降解為小分子的聚丙烯酰胺依然有著這一特征。到目前為止，國內外 對聚丙烯酰胺的生物降解研究基本停留在初步階段。僅有少量的有關聚丙烯酰胺 的生物降解的文獻報道，而且多數研究結果表明高分子量PAM難于被微生物利 用和降解。
作為對環境污染物高效、徹底的處理手段，生物降解與處理工藝已經在多種 難降解污染物的處理領域發揮了重要的作用?；谖⑸镒陨淼奶攸c，以及目前 飛速發展的分子生物學技術和基因工程，微生物法必將成為解決聚丙烯酰胺及其 降解物引起的環境污染問題的重要手段。
Fenton法的氧化機理及在廢水處理中的應用進展
Fenton氧化法是一種高級氧化技術。1894年，法國科學家Fenton發現，在酸 性條件下，H2O2在Fe2+離子的催化作用下可有效的將酒石酸氧化[22]。后人將H2O2 和Fe2+命名為Fenton試劑。1964年H.R.Eisenhouser首次使用Fenton試劑處理苯酚 及烷基苯廢水，開創了 Fenton試劑在環境污染物處理中應用的先例[23]。該法既可 以作為廢水處理的預處理，又可以作為廢水處理的最終深度處理。所以，Fenton 試劑在廢水處理中有著廣闊的應用前景，日益受到國內外的關注[24]。
隨著環境科學技術的發展，近三十年來，Fenton法派生出許多分支，如光 -Fenton法、電-Fenton法、超聲-Fenton法等[25]。因此，從廣義上講可以把除普通
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Fenton法外，其余的通過H2O2產生輕基自由基處理有機物的技術稱為類Fenton試 劑法[26]。雖然Fenton試劑在處理難生物降解或一般化學氧化難以奏效的有機廢水 時有其他方法無法比擬的優點，但是單獨使用Fenton試劑處理廢水成本會很高。 所以近年來，Fenton試劑與其他技術（如生物法、絮凝法、吸附法等）聯合處理 廢水也得到了廣泛的研究和應用。從發展歷程來看，Fenton法基本上是沿著光化 學、電化學以及和其它方法聯用的三條路線向前發展的[27]。
1.3.1普通Fenton試劑反應機理
Fenton試劑在水處理中的作用主要包括對有機物的氧化和混凝兩種作用。對 有機物的氧化作用是指Fe2+與H2O2作用，生成具有極強氧化能力的羥基自由 基• OH而進行的游離基反應[28];另一方面，反應中生成的Fe(OH)3膠體具有絮凝、 吸附功能，也可去除水中部分有機物[29]。
1.3.1.1自由基原理
Fenton試劑之所以具有很強的氧化能力，是因為H2O2被Fe2+催化分解生成羥 基自由基(.OH)，并引發產生更多的其他自由基。其詳細反應機理如下[30]:
Fe2 + + H2O2 ^ Fe3+ + OH- + »OH
Fe3+ + H2O2 ^ Fe2 + + HO2 •+H+
Fe2+ +-OH ^ Fe3+ + OH-
Fe3+ + HO2Fe2 + + O2 + H+
•OH + H2O2 ^ H2O + HO2 •
Fe2+ + HO2.— Fe3+ + HO2- RH +iOH ^ R i+H2O
R.+Fe3+ ^ R+ + Fe2+
R•+H2O2 ^ OH +.OH
整個體系的反應十分復雜，其關鍵是通過Fe2+在反應中起激發和傳遞作用， 使鏈反應能持續進行直至H2O2耗盡[31]。以上鏈反應產生的羥基自由基具有如下 重要性質：
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氧化能力強。羥基自由基的氧化還原電位為2.8V[32]，僅次于氟(2.87V)， 這意味著其氧化能力遠遠超過普通的化學氧化劑，能夠氧化絕大多數有機物，而 且可以引發后面的鏈反應，使反應能夠順利進行。
過氧化氫分解成羥基自由基的速度很快，氧化速率也較高。羥基自由基 與不同有機物的反應速率常數相差很小，反應異常迅速[33]。另一方面也表明羥基 自由基對有機物氧化的選擇性很小，一般的有機物都可以氧化。
羥基自由基具有很高的電負性或親電性。這決定了Fenton試劑在處理含 硝基、磺酸基、氯基等電子密度高的有機物的氧化方面具有獨特優勢[34]。
羥基自由基還具有加成作用。當有碳碳雙鍵存在時，除非被進攻的分子 具有高度活潑的碳氫鍵，否則，將發生加成反應。
1.3.1.2絮凝作用機理
Fenton試劑在對一些實際廢水處理過程中存在的現象有時候難以用羥基自 由基機理解釋。Walling和Kato的研究指出，Fenton試劑在處理有機廢水時會發生 反應產生鐵水絡合物。主要反應式如下[35]:
[Fe(H2O)6]3+ + H2O ^ [Fe(H2O)5OH]2 + + H3O+
[Fe(H2O)5OH]2+ + H2O ^ [Fe(H2O)4(OH)2]+ + H3O+
當pH為3-5時，上述絡合物變成：
2[Fe(H2O)5OH]2+ 4[Fe(H2O)8(OH)2]4+ +2H2O
[Fe(H2O)8(OH)2]4+ +H2O 4[Fe2(H2O)7(OH)3]3+ +H3O+ [Fe2(H2O)7(OH)3]3+ +[Fe(H2O)5OH]2+ —[Fe3(H2O)7(OH)4]5+ +2H2O
以上反應方程式表示了Fenton試劑具有絮凝功能。Sheng H.Lin的研究[36]表 明，Fenton試劑所具有的這種絮凝功能是Fenton試劑降解CODcr的重要組成部分。 因此可以看出利用Fenton試劑處理廢水所取得的較好的處理效果，不是單純因 為-OH的作用，這種絮凝功能同樣起到了重要的作用。
1.3.2類Fenton試劑反應機理及應用 1.3.2.1 光-Fenton 法
普通Fenton法在黑暗中就能破壞有機物，具有設備投資省的優點。但其存在
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兩個缺點：一是不能充分礦化有機物，初始物質部分轉化為某些中間產物，這些 中間產物或與Fe3+形成絡合物，或與_OH的生成路線發生競爭，并可能對環境的 危害更大；二是H2O2的利用率不高。當有光福照(如紫外光)時，Fenton試劑氧化 性能有所改善(尤其是對污染物質濃度較高的水溶液)。若在該體系中加入某些絡 合劑(如C2〇42-、EDTA、檸檬酸鹽等)，可增加對有機物的去除效果[37]。
UV/Fenton法反應機理
UV/Fenton法是在Fenton反應的基礎上產生的一種新的氧化技術，其基本原 理類似于Fenton試劑，所不同的是反應體系在紫外光的照射下三價鐵與水中氫氧 根離子的復合離子可以直接產生羥基自由基并產生二價鐵離子，二價鐵離子可與 H2O2進一步反應生成羥基自由基，從而加速水中有機污染物的降解速度。詳細的 反應機理概括如下[38]:
Fe2+ +H2O2 -Fe3++ HO*
[Fe(OH)]2 + h%Fe2H+ HO*
[Fe(OOC R)]2+^ Fe;2+ + R *+CO2
HO.+RH ^ H2O + R •
Fe2+ + HO»^ Fe3+ + OH-
UV/Fenton法的主要優點是有機物礦化程度好，其發展方向應是加強對聚光 式反應器的研制，以便提高光量子的利用效率，用太陽光替代紫外光，降低成本。 UV/Fenton法只適宜于處理中低濃度的有機廢水，反應裝置復雜，處理費用高。 (2) UV/Fenton/羧酸根陰離子法反應機理
UV/H2O2/草酸鐵絡合物法是對UV/Fenton法的發展。UV/Fenton法利用太陽能 的能力不強，為了改善這種狀況，人們把羧酸根陰離子引入光Fenton法，形成了 一種新的水處理方法-UV/H2O2/羧酸鐵絡合物法。該方法的優越性主要表現在3 個方面：具有利用太陽能的應用潛力、可處理高濃度有機廢水以及可節約H2O2用 量。草酸鐵受太陽輻射時，反應過程如下[39]:
[Fe(C2O4)3]3—+hv — Fe(II) + 2C2O42—+C2O4.—
C2O4.-+[Fe(C2O4)3]3——Fe(II) + 3C2O42-+2CO2
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C2O4._ + O2—〇2._+2C〇2 O2.— +H+ —H〇2.
H〇2. +H〇2. — H2O2 + O2
H2O2 + Fe(II) ^ Fe(III) +.OH + OH_
C2O42-的加入降低了 H2O2的用量，加速了 Fe3+向Fe2+的轉化，并且保證了體 系對光線和H2O2較高的利用率。持續產生的_〇H自由基是強氧化劑，與有機物反 應無選擇性，并能引發一系列鏈式氧化反應，最終導致有機污染物的無機化。草 酸根隨著反應的進行，最后生成CO2,鐵離子隨著草酸根的消耗最后生成氫氧化 鐵沉淀移出水相。
1993年Ruper等首次將近紫外光引入Fenton法中，并對4-CP(—種有機磷農藥)
的去除與無機化進行了考察，發現近紫外光的引入可以大大提高反應的速度。光 -Fenton技術被廣泛的用于各種有機廢水的處理，如除草劑[40]、偶氮類染料[41]、 鄰氯酚[42]、垃圾滲濾液[43]等各種廢水，能使廢水中的有機污染物幾乎完全礦化。 Giroto J A等[44]用UV/Fenton法對水溶液中的聚乙烯醇進行了降解研究，并在相同 氧化劑投加量的條件下，與普通Fenton法做了比較。結果表明，Photo-Fenton具 有比Fenton氧化更高的處理效果。李太友等[45]以400W高壓汞燈為紫外光源，以 H2O2/草酸鐵絡合物為光氧化劑，對氯仿水溶液進行光降解。結果表明，UV/H2O2/ 草酸鐵絡合物法對氯仿的降解速率明顯快于H2O2/草酸鐵絡合物體系中的降解速 率。Dong Xiaoli等[46]研究了用UV-vis/H2O2/草酸鐵絡合物法降解合成染料的機理 和動力學。結果表明，該方法對不同的合成染料都有很強的降解作用，廢水中的 CODcr和TOC的去除率都達到85°%以上。
1.3.2.2 電-Fenton法
電生成Fenton試劑可以分為兩種形式：一種是在微酸性溶液中利用陰極上生 成的H2O2與投入的可溶性亞鐵鹽進行Fenton反應，從而實現了電化學與Fenton試 劑的結合。這種方法所用的電極多為石墨、網狀玻璃碳、碳-聚四氟乙烯等；另 一種方法是在陽極生成亞鐵離子(Fe2+)，然后投放H2O2進行Fenton反應[47]。文獻 報道以前者居多。
電-Fenton法的實質是把用電化學法產生的Fe2+與H2O2作為Fenton試劑的持
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續來源，具體機理如圖1-1[48]。目前研究較多的是陰極電-Fenton法，基本原理是 把氧氣噴到電解池的陰極上，使之還原為H2O2, H2O2與加入的Fe2+發生Fenton反
應。
圖1-1電-Fenton過程• OH的生成 Fig.1-1 the producing *OH in electro-Fenton oxidation process
電Fenton法較光Fenton法具有自動產生H2O2的機制、H2O2利用率高、有機物 降解因素較多（除羥基自由基_〇H的氧化作用外，還有陽極氧化，電吸附）[49]， 不易產生中間毒害物等優點。但電Fenton法的電流效率較低，這就限制了它的廣 泛應用，其發展方向應該是：
合理設計電解池結構，加強對三維電極的研究，達到提高電流效率、降 低能耗的目的；
加強陰極電-Fenton法體系中陰極材料的研制，新陰極材料應具有與氧氣 接觸面積大、對氧氣生成H2O2的反應起催化作用等特點。可以用多孔、表面附有 聚鄰苯二胺膜的活性炭作陰極[50]，聚鄰苯二胺有催化性，有利于生成H2O2。
加強對陽極電Fenton法的研究，研制高效、價廉的陽極材料。
自20世紀80年代中期后，國內外已廣泛開展了用電-Fenton法處理難降解有 機廢水的研究。在處理酚類廢水、鹵代化合物廢水、芳香胺類廢水[51]等方面取得 了很好的效果。Marco Panizza等[52]用石墨作為電極電解酸性Fe2+溶液，處理含萘、 蒽醌-磺酸的工業廢水，通過外界提供的O2在陰極表面發生電化學反應生成的 H2O2與Fe2+發生催化反應產生強氧化劑-OH。結果表明，在酸性條件下，Fe2+濃 度為3mg/L時，陰電極法對CODcr的去除率為87°%，對色度的去除率為89°%，且 CODcr去除符合一級反應動力學。Biramc Boye等[53]用電化學氧化降解法考察了 4-氯-2-甲基苯氧基乙酸的降解，并指出在pH=3.0時，紫外光的照射可以有效地
15
加速該化合物的降解。袁松虎等[54]以活性炭纖維為陰極，不銹鋼片為陽極，用陰 極電-Fenton法對硝基苯酚模擬廢水進行了降解研究，在最佳工藝條件下CODcr 去除率達72.0%，硝基苯酚去除率達82.8%。
Fenton氧化法與其他技術聯用在廢水處理中的應用
Fenton試劑對難生物降解廢水、有毒廢水和生物抑制性廢水有著穩定、有效 的去除功能，如單獨使用則處理費用往往會很高，所以在實踐應用中，通常將 Fenton氧化技術與其他處理方法(如生物法、混凝法等)聯用，作為難降解有機廢 水的預處理或深度處理方法。這樣既可以降低廢水處理成本，又可以提高處理效 率。目前，以Fenton氧化處理為基礎的聯用技術己逐漸成為研究推廣的熱點之
Fenton氧化法-混凝法聯用
混凝法對疏水性污染物的去除效果較好，Fenton試劑氧化法對水溶性物質的 處理效果良好。而且，低劑量的Fenton反應能降低有機物的水溶性，有助于混凝。 因而Fenton氧化-混凝法在處理難生物降解廢水時可以取得良好的處理效果[55]。 Fenton氧化-混凝法的優點是處理成本低，操作簡單，是一種值得推廣的處理工業 廢水的方法。
于慶滿等[56]針對焦化廢水生化處理出水中存在CODcr、色度和濁度偏高等問 題，提出用Fenton氧化-混凝聯用技術的方法，對生化后廢水進行深度處理，確定 了最佳的工藝處理條件。研究結果表明，經聯合工藝處理后的焦化廢水的CODcr 去除率達到88%，色度、濁度去除率達到90%以上，出水達到了國家一級排放 標準。劉金庫等[57]首先采用光助Fenton試劑對含聚合物油田污水進行氧化降解降 粘，再利用反應后污水中的Fe3+和經酸浸活化的粉煤灰聯合對污水進行混凝處 理，結果表明，光-Fenton試劑不僅可去除污水的部分CODcr，而且可顯著提高污 水的混凝性能。含聚污水經聯合工藝處理后，污水的CODcr去除率可達90%左右， 遠大于兩法單獨處理效果之和。同時光助Fenton氧化-混凝法采用廉價的粉煤灰， 有效降低了 Fenton試劑的用量，大大降低了成本，具有很好的推廣價值。
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Fenton氧化法-吸附法聯用
吸附法就是采用吸附劑除去污染物的方法，其中活性炭具有良好的吸附性能 和穩定的化學性質，是目前廢水處理中普遍采用的吸附劑。但由于活性炭價格較 高，因而一般將其應用于低濃度污染性強的廢水處理或廢水深度處理中[58]。但對 于存在大分子有機物，CODcr值很高的廢水，Fenton試劑-活性炭法聯用技術卻有 很好的去除效果。
羅剛等采用活性炭吸附過濾-Fenton試劑聯合工藝，對硫酸鹽木漿造紙廠冷凝 污水中的難降解有機物的去除效果進行了研究。結果表明：在最佳條件下，可使 冷凝污水中的CODcr去除率達75%左右，處理后的水質清澈透明、無味，其CODcr 值可達到國家二級排放標準。任秉熊等[59]采用UV/Fenton試劑法+活性炭組合處 理微污染水源水。在最佳條件下，單純使用UV/Fenton試劑法可使CODcr降解 42.3%，但組合工藝可使CODcr降解65.6%。并對單獨活性炭吸附與UV/Fenton+ 活性炭組合工藝對有機物去除率進行了比較，結果表明：活性炭吸附對于水中危 害較大的鹵代烴和大分子有機物吸附效果不太理想，并且活性炭吸附后再生問題 一直難以得到滿意的解決；而組合工藝不僅可去除水中的難降解有機物，而且對 水中有害、有毒物質去除效果比較理想，同時由于高級氧化出水中殘留有過氧化 氫，經活性炭吸附后，可顯著地延長活性炭的過濾周期。
Fenton氧化法-生物法聯用
生物處理法是去除廢水中有機污染物經濟和環境效益最好、應用最廣泛的廢 水處理方法，但是對于難生物降解廢水、有毒有害廢水和生物抑制性廢水卻顯得 難有作為[60]。Fenton試劑和生物法聯合處理難生物降解廢水、有毒有害廢水和生 物抑制性廢水，既能使廢水處理達標又能使處理費用控制在可承受的范圍內，具 有較大發展潛力，已成為近年來國外廢水處理研究方向之一。
Fenton氧化法-生物法聯用處理廢水的工藝流程 Fenton試劑和生物法聯合處理有機廢水的工藝流程如圖1-2[61]:
1. Fent〇n試劑 ^生物處理法（好氧或厭氧）
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2.生物處理法（好氧或厭氧）^ Fenton試劑
A
3.生物處理法（好氧或厭氧）^ Fenton試劑^生物處理法（好氧或厭氧)
圖1-2 Fenton試劑和生物法聯合處理廢水的工藝流程
Fig. 1-2 The flow chart of Treating Wastewater by the Combination Pretreatment of Fenton Oxidation with
Biochemical Processes
圖中虛線表示根據需要可以采用回流。流程(1)主要是通過Fenton試劑產生 強氧化劑_OH氧化分解難降解物質、有毒有害物質、抑制性物質，產生可生物降 解的中間產物，提高可生化性，降低抑制性，然后再進行生物處理；流程(2)主 要是先通過生化處理去除易降解的有機物，然后采用Fenton試劑氧化分解殘余 的難降解物質；流程(3)則綜合了流程(1)和流程(2)。在實際應用中究竟采用哪種 流程，需根據具體的廢水類型來確定。
Fenton氧化法提高污染物的可生化性
污染物中含有難生物降解性或有毒有機物質時可以用Fenton氧化對其進行 預處理，使這些有機物質發生部分氧化，形成可生物降解的中間產物，從而提高 其可生化性。在這一方面，研究者的主要工作集中在通過改變氧化條件尋找合適 的氧化狀態點上。
表1-2歸納了近些年來國內為用Fenton氧化技術來提高各種難生物降解性物 質可生化性的研究概況。
表1-2 Fenton氧化法作為預處理提高污染物可生化性的研究概況 Tab. 1-2 The Recent progresses on improvement of biodegradability of wastewater by Pretreatment with Fenton oxidation
污染物COD
(mg/L)H2O2濃度 (mg/L)可生化性評價參考文獻
酸性玫瑰紅印染污水340600B/C值從0.06提高到0.46[62]
有機氯農藥13203300B/C值從0.05提高到0.22[63]
幾種農藥50400Zahn-Wellens 測試[64]
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醫院廢水13505400B/C值從0.30提高到0.52[65]
垃圾滲濾液52002000B/C值從0.13提高到0.37[66]
發酵甘油生產提取廢水1350027000B/C值從0.20提高到0.50[67]
聚乙烯醇27554133B/C值從0.10提高到0.70[68]
苯酚廢水12441200B/C值從0.10提高到0.32[69]
硝基苯10065BOD值從0提高到34mg/LP0]
從表1-2中總結的情況可以看出，：Fenton氧化是提高可生化性的一種非常有 效的方法，適用于不同種類的污染物。一般只需要投加25%-100%理論量的雙氧 水就可以大幅提高可生化性。評價可生化性的指標包括BOD5/COD、生化呼吸曲 線、動力學實驗、Zahn-Wellens測試等。研究者一般將可生化性測試和毒性測試 結合在一起，所進行的毒性測試也證明經Fenton預氧化生成的中間產物一般比原 物質的毒性要小。
適合采用Fenton試劑和生化法聯合處理的有機廢水一般可以分為四類：（1) 難生物降解廢水；（2)含有少量難生物降解有機物可生化廢水；（3)抑制性廢水；
污染物的生物降解中間產物具有抑制性廢水[71]。
徐穎等針對染料中間體廢水具有COD高、BOD/COD低和具有生物毒性的特 性。采用Fenton氧化-水解酸化-好氧組合工藝進行染料中間體生產廢水的處理試 驗。試驗結果表明：廢水經Fenton氧化后，可生化性得到了很大的提高，BOD/COD 的值由原來的0.03提高到0.3，用該組合工藝處理后，COD總去除率達到94%， 使出水達到二級標準。陳思莉等[38]采用Fenton氧化-生物接觸氧化工藝處理含甲 醛和烏洛托品的模擬廢水，經Fenton氧化預處理后，廢水的BOD/COD值提高到
5，生物接觸氧化停留時間為12h時，廢水COD去除率高達94%，處理后出水 COD小于70mg/L，處理效果很好。
Fenton氧化與生物處理的組合是一項具有廣泛應用前景的技術，對難降解有 機污染物具有突出的處理效果。
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1.5課題研究的目的、內容和擬解決的問題 1.5.1研究目的
由于含聚廢水的BOD5/CODcr值很小，可生化性較差，若直接采用生物處理， 處理效果差，所以本論文擬將物化法與生物法結合，在生物處理前進行預處理， 提高廢水的可生化性。由于Fenton試劑法具有氧化效果好，設備簡單，易于操作， 無二次污染的優點，因此選用Fenton試劑進行預處理。
本課題通過對含聚污水Fenton預氧化，考察了預氧化的各個條件對含聚污 水可生化性提高的影響，優選出最佳氧化條件，再用生化法處理氧化后污水，從 含聚污水的活性污泥中篩選出聚丙烯酰胺降解菌，優化菌降解聚丙烯酰胺的條 件，最后進行室內模擬試驗。在實驗中不僅要確定最佳的工藝參數，同時還需要 對處理水的各項指標進行測定，以滿足排放或回注的標準。
本課題的研究將為油田含聚污水的達標處理回注奠定理論基礎，為油田可持 續發展提供技術支撐。與此同時，本課題的研究成功可有效提高污水回用率，節 約清水資源，同時也避免了有害物質的大量外排，對環境保護有重大的現實意義。
1.5.2研究內容
含聚污水Fenton預氧化的條件優化
采用Fenton法對含聚污水進行預處理，來提高其可生化性?？疾炝巳芤撼?始pH值，H2〇2/Fe2+ (摩爾濃度比），H2O2/COD(質量濃度比)，反應溫度，反應 時間對PAM和CODcr的去除率的影響，并用正交試驗考察了提高可生化性的最佳 條件。并用生化法驗證了可生化性的提高。
聚丙烯酰胺降解菌分離及鑒定
把勝利油田的孤島含聚污水中的活性污泥作為菌種篩選的來源，用傳統方法 分離聚合物降解菌，并進行生理生化鑒定。
菌種的性能評價
含聚污水經過Fenton氧化后，再對其進行生化處理，考察營養、溫度、pH 值、時間等對聚丙烯酰胺和CODcr的降解程度的影響，確定最佳降解條件。
室內模擬生化實驗及PAM降解過程中結構和降解產物的分析
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Fenton預氧化-生化法處理含聚污水的室內模擬實驗，定期測污水中聚合物 的含量及出水CODcr的變化。運用紫外和紅外光譜、高效液相色譜技術研究PAM 降解過程中結構的變化及其可能的降解產物。
1.5.3擬解決的問題
含聚污水經Fenton氧化后CODcr的測定；
聚丙烯酰胺降解菌的篩選及生理生化鑒定；
聚丙烯酰胺降解菌對PAM的降解條件考察。
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Fenton預氧化提高油田含聚污水的可生化性
2.1前言
影響Fenton試劑處理效果的因素包括初始pH值、H2O2投加量、Fe2+投加量、 反應時間和反應溫度等。每個因素之間相互影響，對于不同種類的廢水，各因素 的影響程度及相互間的作用是不同的。用Fenton氧化法處理PAM的目的在于將其 全部降解，形成具有較好生物降解性的中間產物，從而提高PAM的可生化性。因 此，處理條件的選擇至關重要。
用BOD^CODcr值評價廢水的可生化性是廣泛采用的一種方法。在一般情況 下BOD5/COD值越大，說明廢水的可生化性越好。具體評價依據見表2-1。
表2-1廢水可生化性評價參考數據 Table 2-1 The reference data about biodegradability of wastewater
BODs/CODcr>0.450.3-0.45<0.3
可生化性好較好較難
本章以配制的HPAM溶液為研究對象，用普通Fenton法氧化處理。通過考 察各主要因素的影響，確定適宜的操作條件，并用活性污泥法分別處理Fenton 氧化前、后的HPAM，通過比較處理結果來驗證Fenton氧化對HPAM可生化性 的提高效果。
2.2材料和方法 2.2.1實驗材料和試劑
生產廠家
上海第三分析儀器廠 金壇市丹瑞電器廠 上海亞榮生化儀器廠 江蘇太倉 美國HACH公司
2 2 1.1實驗儀器 儀器名稱 721分光光度計 丹瑞78-1磁力加熱攪拌器 SHZ-IIID型循環真空泵 DSHZ-300水熱恒溫振蕩器 DR2500分光光度計
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COD消解反應器美國HACH公司
TG16-WS臺式高速離心機長沙湘儀離心機儀器有限公司
COD消解瓶美國HACH公司
pH計HANNA instruments
BOD自動測定儀天津賽智科技發展有限公司
2.2.1.2實驗試劑
試劑名稱生產廠家純度規格
聚丙烯酰胺山東東營市長安聚合物集團有限公司AR500 g
H2O2天津市巴斯夫化工有限公司AR500 mL
FeS〇4*7H2〇中國•天津市巴斯夫化工有限公司AR500 g
重鉻酸鉀天津市博迪化工有限公司AR500 g
硫酸銀天津市科密歐化學試劑有限公司AR100 g
濃硫酸萊陽市康德化工有限公司AR500 mL
硫酸汞姜堰市環球試劑廠AR250 g
NaOH天津市北方天醫化學試劑廠AR500 g
甲酸鈉天津市科密歐化學 有限公司AR500 g
冰醋酸萊陽市雙雙化工有限公司AR500 mL
次氯酸鈉天津市瑞金特化學品有限公司AR500 mL
牛肉膏北京奧博星生物技術有限責任公司BR250 g
NaNO3天津市博迪化工有限公司AR500 g
KH2PO4天津市天大化工實驗廠AR500 g
K2HPO4天津市廣成化學試劑有限公司AR500 g
MgSO4天津市廣成化學試劑有限公司AR500 g
NaCl天津市博迪化工有限公司AR500 g
2.2.2聚丙烯酰胺溶液的配制及性質
準確稱取1.00g PAM，攪拌2h使其溶解于1000mL蒸餾水中，靜置一夜。
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表2-2聚丙烯酰胺溶液的性質 Tab. 2-2 The property of PAM solution
pH值CODcr/(mg/L)BOD5/(mg/L)BOD5/CODcr
6.381114900.081
2.2.3氧化劑理論投加量的計算
如廢水中CODcr=1000mg/L，即理論需氧量為1000mg/L，每2molH2〇2產生
1mol的〇2,則所需H2O2摩爾數為 2/32=0.0625mo1/L，即 2125mg/L。30%的H2O2密
度為l.l l g/ml，則每升廢水的理論H2O2投加量為6.38m1。
Fenton氧化處理PAM的實驗步驟
取一定體積的HPAM溶液，調節溶液的初始pH值至酸性；
加入FeSO4.7H2O2，邊攪拌邊緩慢滴加30% H2O2；
反應一定時間后取樣，用10%NaOH溶液調節pH至7-9；
靜置分層，5000 r/min離心10 min，取上清液進行分析。
2.2.5聚丙烯酰胺溶液濃度的測定
目前，聚丙烯酰胺溶液濃度的檢測方法主要采用淀粉-碘化鎘光度法和濁度 法。由于淀粉-碘化鎘光度法操作步驟繁瑣，反應過程復雜，條件很難控制，因 而不利于快速檢測，濁度法相對操作簡單，條件容易控制。所以本文采用了濁度 法來檢測聚丙烯酰胺溶液的濃度。
測定原理
聚丙烯酰胺在酸性條件下可以與次氯酸鈉發生反應，并生成不溶于水的懸浮 化合物，由于溶液中這種不溶性懸浮化合物對波長為470 nm的可見光存在最大 的特征吸收，故溶液中的PAM殘留濃度與實驗測得的吸光強度A成正比例關系 [72]，可以用此方法對微量PAM進行定量分析。
其具體原理為：
NaCIO + CH3COOH CI2+ CH3COONa
OO
R—C—NH2 + Cl2R—C—NHCI + HC|
24
試劑的配制
10%的甲酸鈉溶液：稱取10g甲酸鈉溶入90mL的蒸餾水中。
5mol/L冰醋酸溶液:準確稱取300.25g分析純醋酸，用蒸餾水稀釋至1000mL。 13.1g/L次氯酸鈉溶液：準確稱取13.1g分析純次氯酸鈉(有效氯質量分數 210.0%)，用蒸餾水稀釋至1000mL(儲存期為14d)。
標準曲線的繪制
準確配制500mg/L的聚丙烯酰胺溶液，用蒸餾水分別稀釋成0, 50, 100, 150, 200，250，300，350，400，450mg/L的聚丙烯酰胺溶液，向50mL容量瓶準確移
取5mL待測水樣，用移液管移入5mol/L冰醋酸溶液10mL，充分混勻，放置2min， 再加入15mL的13.1g/L的次氯酸鈉水溶液，搖勻靜止30min后.用分光光度計在 470nm波長下測其吸光度。作吸光度-濃度關系曲線。實驗結果如圖2-1。
xosqJosqB
圖2-1 PAM濃度與吸光度的線性關系曲線 Fig. 2-1 The linearity curve of PAM concentration and absorbency
聚丙烯酰胺濃度的測定 氧化降解率祝％)的表達式為：
^=(C〇-C1)/C〇x1〇〇 %
式中：Co表示氧化前的聚丙烯酰胺含量(mg _L-1)； Cl表示氧化后的聚丙烯酰 胺含量(mg .L-1)。
25
CODcr 的測定
比色法原理
在150°C加熱條件下，以硫酸銀作催化劑，強酸性溶液中，一定量的重鉻酸 鉀氧化水樣中的還原性物質，過量的重鉻酸鉀與CODcr成反比，在620nm處進 行比色測定。
試劑的配制
重鉻酸鉀標準溶液（1/6K2Cr2〇7=1.00mol/L):稱取預先在120C烘干2小 時的基準重鉻酸鉀49.03g溶于水中，移入1000mL容量瓶，稀釋至標線，搖勻。
硫酸-硫酸銀溶液：于500mL濃硫酸中加入5g硫酸銀，放置過夜，搖勻。
硫酸汞
消解液：a+b+c
實驗步驟
在COD消解瓶中，加入消解液（0.04g硫酸汞，用移液管加入2.50mL硫 酸-硫酸銀溶液，加入0.50mL重鉻酸鉀標準溶液)，分別加入2.00mL去離子水、 2.00mL水樣。旋緊瓶蓋，反轉數次，用干凈毛巾擦凈消化瓶外壁，放入預熱至 150C的COD消解反應器中消解2小時。關閉消解反應器，20分鐘后取出消化 瓶，翻轉數次，冷卻至室溫。
打開 DR2500 分光光度計，按 HACH PROGRAME,選擇 435 COD HR， 按START，把一支加入消解液和2.00mL去離子水的消化瓶插入DR2500的測試
槽，按ZERO,屏幕將顯示0mg/LCOD，取出。然后一次放入裝有樣品的消解液， 即可讀出COD(mg/L)數值。
BOD5的測定
生物化學耗氧量（BOD)的測定采用五日生化耗氧量方法
測定原理
在一個密閉的環境內，微生物消耗于樣品中的氧，而瓶內空間的氧氣不斷的 補充這種消耗。位于瓶內的橡膠蓋內氫氧化鉀吸收微生物產生的二氧化碳，系統 將產生一個壓力，感應器將測量出降低的壓力轉換出BOD值并顯示出來，單位 為 mg/L。
26
測定方法
將準備好的樣品放入帶有BOD感應器的瓶內，置于20°C恒溫環境下。瓶內 放入攪拌磁子，開啟BOD感應器，BOD測定儀自動記錄每天測量的BOD數據。
2.2.8活性污泥法
活性污泥混合液中營養物的配方（g/L)
牛肉膏:2g/L; NaNO3: 1g/L; K2HPO4: 1.5g/L; KH2PO4: 1.5g/L; MgSO47H2O:
5g/L; NaCl: 1.5g/L。
實驗方法
分別向50mL的未經Fenton氧化的HPAM溶液、稀釋后的未經Fenton氧化 的HPAM溶液和經Fenton氧化后的HPAM溶加入10mL已經馴化后的活性污泥，
分別做空白對照實驗。放入搖床中，間隔一定的時間取樣，離心后測CODcr值。
2.3結果與討論
2.3.1 Fenton預氧化中各因素的影響
2 3.1.1反應時間的確定
控制溶液的初始pH值為3，反應溫度30C，H2O2/COD(質量濃度比)=2， H2O2/Fe2+(摩爾濃度比)=10，用Fenton試劑預處理PAM溶液，測定不同時間點的 PAM溶度和CODcr值，PAM溶液濃度的去除率和CODcr去除率隨反應時間的變化 見圖2-2。
27
0
10
000000000
098765432
o/o/pwd J°sae-eA0UI3J
10
%/』oQCcJC S.2-MS 1P3AI
00000000
98765432
---------------
010203040506070
reaction time/min
0
圖2-2 PAM濃度去除率和CODcr去除率隨反應時間的變化 Fig. 2-2 Removal ratios of PAM and CODcr with different reaction times
Fenton試劑以H2O2為氧化劑，以Fe2+為催化劑，氧化能力極強。在酸性條件 下，兩者迅速反應生成的.OH作用于PAM，使其氧化降解。如圖2-2所示，在反 應的開始階段，PAM和CODcr的去除率均隨時間的延長而增大，反應一定時間后， PAM和CODcr的去除率都基本趨于穩定。40min內PAM去除率和CODcr去除率就 分別為86.3%和76%，表明了PAM由難降解向易生物降解的轉化。說明Fenton試 劑處理PAM的速度非常快。在反應的前40min內，產生的.OH已基本將PAM氧化， 40min以后，再延長時間對PAM的降解作用甚微。因此，選取40min為最佳反應 時間。
2.3.1.2溶液初始pH值的確定
控制反應時間為40min，反應溫度30°C，H2O2/COD(質量濃度比)=2, H2O2/Fe2+(摩爾濃度比)=10，改變溶液的初始pH值，用Fenton試劑預處理PAM溶 液，測定反應結束后的PAM溶度和CODcr值，PAM和CODcr去除率的變化見圖 2-3。
28
•10 ■ 0
000000000
098765432
o/o/pwd JO SU2-A0UI3J
%/i-oQCcic acJ+-t-isrtA.clual
00000000
98765432
initial pH
圖2-3溶液初始pH值對PAM和CODcr去除率的影響
Fig. 2-3 Removal ratios of PAM and CODcr with different initial pH values
由圖2-3可以看出，當溶液的初始pH值在3-5的范圍內時，Fenton氧化法的 處理效果比較好，PAM和CODcr的去除率分別在80°%和75°%左右，尤其在pH=4 時，PAM和CODcr的去除率都達到最大；而當pH值過高和過低時，兩者均出現 下降的趨勢。其原因是pH值的變化直接影響到Fe2+和Fe3+的絡合平衡體系，從而 影響了Fenton試劑氧化降解PAM的能力。在酸性條件下，Fenton反應會形成具有 凝聚和脫色作用的鐵水絡合物，當pH值為3-5時，這些絡合物的質量濃度最高， 凝聚和脫色效果最好。隨著pH值的升高，不僅會使H2O2分解過快造成無效分解， 而且使溶液中的Fe2+以氫氧化物的形式沉淀而失去催化能力[73]。當pH值過低時， H2O2穩定性增強，分解緩慢而不利于Fenton反應，同時由于溶液中的H+濃度過高， Fe3+不能順利地被還原為Fe2+，使Fe2+的催化作用受阻。由此可見，pH值過高或 過低均會抑制_OH的生成，使系統的氧化能力明顯下降。因此，選擇溶液的初始 pH值為4。
2.3.1.3反應溫度的確定
控制反應時間為40min，溶液的初始pH=4，H2O2/COD(質量濃度比)=2, H2O2/Fe2+(摩爾濃度比)=10，改變反應溫度，用Fenton試劑預處理PAM溶液，測 定反應結束后的PAM溶度和CODcr值，PAM和CODcr去除率的變化見圖2-4。
29
圖2-4反應溫度對PAM和CODcr去除率的影響 Fig. 2-4 Removal ratios of PAM and CODcr with different reaction temperature
由圖2-4可以看出，隨著反應溫度的升高，PAM和CODcr的去除率均是先增 加后降低。當反應溫度為40°C時，PAM和CODcr的去除率都達到最大。對于一 般的化學反應，隨著反應溫度的升高，反應物分子的平均動能增加，反應速度加 快[74]。對于Fenton氧化這樣一個復雜的反應體系，溫度升高，不僅加速正反應的 進行，也加速了副反應，因此，溫度對Fenton試劑處理廢水的影響比較復雜。一 般來說，溫度升高，可以激活_OH，使其活性增大，有利于_OH與有機物發生反 應，從而提高Fenton氧化法的處理效果。但溫度過高會使H2O2無效分解，不利 于-OH的生成，導致PAM和CODcr去除率都呈現下降趨勢。因此，選擇最佳反應 溫度為40 C。
H2O2/Fe2+摩爾比的確定
控制反應時間為40min，溶液的初始pH=4, H2O2/COD(質量濃度比)=2，反 應溫度為40C，改變H2O2/Fe2+的摩爾濃度比，用Fenton試劑預處理PAM溶液， 測定反應結束后的PAM濃度和CODcr值，PAM和CODcr去除率的變化見圖2-5。
30
000000000
098765432
%/WVd Jo so--lraJ--raAOUI3J
0
4
%/5-OGCoic s.2^5-lBAC£al
00000000
98765432
6
8
10 12 molar ratio of HgOg/Fe.
2+
0
圖2-5 H2〇2/Fe2+摩爾比對PAM和CODcr去除率的影響 Fig. 2-5 Removal ratios of PAM and CODcr with different molar ratio of H2O2 and Fe2+
從上圖可以看出，當H2〇2/Fe2+的摩爾比為12時，PAM和CODcr的去除率達 到最大。預氧化生化法處理聚丙烯酰胺污水的實驗研究，當H2〇2/Fe2+的摩爾比大于或小于12時，PAM和CODcr的去除率均下降。 這是因為Fe2+在Fenton試劑對有機物的氧化過程中起催化作用，當H2O2/Fe2+值大 于12時，Fe2+相對缺乏，使得催化H2O2分解產生-OH的能力不足，導致氧化PAM 的反應速度減慢，氧化效率降低。當H2O2/Fe2+值小于12時，Fe2+相對過剩，Fenton 反應剩余的Fe2+會競爭性消耗.OH，導致Fenton試劑的處理效果下降[75]，從而影 響PAM的降解。另外，過高濃度的Fe2+還會增加出水的色度，增加后續處理的 成本。綜合考慮，選擇H2O2/Fe2+=12。
2.3.1.5 H2O2/COD質量比的確定
Fenton試劑處理廢水的有效性和經濟性的決定因素為H2O2的投加量。H2O2投 加量的多少，決定了.OH的生成量，也直接影響了Fenton試劑的氧化效果。同時 H2O2具有殺菌作用，會影響后續的生化處理[8]。因此，考察H2O2的投加量，為了 后續的生化處理要考察溶液的BOD5/CODcr的值，找出氧化劑H2O2的最佳投加
量。
控制反應時間為40min，溶液的初始pH=4，反應溫度為40°C，H2O2/Fe2+(摩 爾濃度比)=12，改變H2O2/COD質量比，用Fenton試劑預處理PAM溶液，測定反 應結束后的PAM濃度、CODcr值和BOD5值，PAM去除率、CODcr去除率和 BOD5/CODcr值的變化見圖2-6，圖2-7。
從圖中可以看出，隨著H2O2/COD值的增加，PAM和CODcr去除率先增大，
31
而后增加緩慢，趨于平穩。BOD^CODcr值則先增大，后出現下降。在H2O2的濃 度很低時，只能產生較少的_〇H和有機物反應.隨著H2O2濃度的增加，產生的_〇H 增加，有更多的_〇H參與氧化有機物的反應，使得溶液的CODcr去除率和 BOD^CODcr值同時增大。當H2O2/COD=1.25時，BOD^CODcr為最大值。隨著 H2O2投加量的繼續增加，增加的_OH進一步氧化有機物，使得BOD5開始下降， 且下降的速度大于CODcr的下降速度，導致BOD^CODcr下降。
0/OMVd JosoueJ-AOUISJ
0
-口 _ removal ratios of PAM removal ratios of CODcr
%/JoQOoJO s.2H«A0m3J
^/J3Q〇°JOSOa2--eAOUI3J
10
0
-0.50
-0.45
-0.40
-0.35
-0.30
-0.25
-0.20
-0.15
-0.10
BOD/CODcr
BOD/CODcr
0.05
0
0.00
0.25
0.50
0.751.001.251.50
mass ratio of H2O2/COD
2.00
0.25
0.50
0.751.001.251.50
mass ratio of H2O2/COD
2.00
圖2-6 H2O2/COD質量比對PAM和CODcr去除率的影響圖2-7 H2O2/COD質量比對CODcr去除率和BODs/CODcr值的影響
Fig. 2-6 Removal ratios of PAM and CODcr with different mass Fig. 2-7 Removal ratios of CODcr and BODs/CODcr with differe ratio of H2O2 and CODcrmass ratio of H2O2 and CODcr
2.3.1.6正交優化實驗
Fenton試劑是利用Fe2+在酸性條件下催化H2O2分解，產生.OH來進攻有機物 分子內鍵。_OH的產生受許多因素的限制，各因素之間又存在相互制約。通過單 因素試驗，將溶液的初始pH值、H2O2、H2O2/COD、H2O2/Fe2+及反應溫度選定為 四個主要影響因素，各確定了三個水平，設計了4因素3水平的正交試驗，以確 定最佳的操作參數。各因素水平見表2-3。反應時間均為40min，試驗結果列于 表2-4中。
表2-3正交實驗因素水平
Tab.2-3 The effect factor of orthogonal test
因素初始pHH2O2/CODH2O2/Fe2+反應溫度（°c)
水平131.001030
水平241.251240
水平351.501450
32
表2-4正交實驗結果
Tab.2-4 The result of orthogonal test
序號初始pHH2O2/CODH2O2/Fe2+反應溫度（°C)BODs/CODcr
131.0010300.44
241.0012400.51
351.0014500.37
451.2510400.47
531.2512500.35
641.2514300.33
741.5010500.30
851.5012300.40
931.5014400.29
I1 .081.321.211.17
II1.140.151.261.27
III0.240.990.991.02
R0.160.330.270.25
從表2-4可以看出，在選定的實驗因素中，H2O2/COD為主要影響因素，其 次為H2〇2/Fe2+，再次是反應溫度，最后是初始pH值。根據正交試驗確定的最佳 操作條件為：溶液的初始pH=4, H2O2/CODH.00, H2O2/Fe2+=12,反應溫度為40 °C，反應時間為40min。
2.3.2活性污泥法驗證PAM可生化性的提髙
從上面的結果可以看出，聚丙烯酰胺經過Fenton氧化處理后，CODcr濃度 降低，可生化性得到較大程度的提高。本實驗用活性污泥法分別對未經Fenton 氧化的聚丙烯酰胺溶液、稀釋后的聚丙烯酰胺溶液和經過Fenton氧化的聚丙烯 酰胺溶液進行生物處理，驗證PAM可生化性的提高。結果見圖2-8、2-9和2-10。
33
Fig.
(q.gloa8
1200¬
1000¬
800¬
600¬
400¬
200
0
一 口 一 CODcr/mg-L 一•一 removal ratios of CODcr/%
yo/JoQCoicsc'-MEJIEACluaJ
o o o
8 6 4 2
■ I ■ I • _
0
01234567
time/d
圖2-8未經Fenton氧化的PAM溶液在活性污泥中的處理結果 2-8 CODcr changes of the solution of PAM without Fenton oxidation in sewage sludge tr
process with time
eatment
300
100
250
200-
6〇
150-
100-
50-
0
CODcr/mg-L"
•一 removal ratios of CODcr/%
_U_
%/s-oQCoic sc'-MEJlcjAcluaJ u o o o
0 6 4 2
0
01234567
time/d
Fig.
ess with
圖2-9經過稀釋的PAM溶液在活性污泥中的處理結果 2-8 CODcr changes of the solution of PAM after dilution in sewage sludge treatment proc
time
34
time/d
圖2-10經過Fenton氧化后PAM溶液在活性污泥中的處理結果 Fig. 2-10 CODer changes of the solution of PAM with Fenton oxidation in sewage sludge treatment
process with time
由圖2-8可以看出，用活性污泥法處理未經Fenton氧化的PAM溶液，其 CODcr值略有降低，CODcr去除率略有升高，但總體變化幅度都很小。直至反 應進行到7d，CODcr值仍1000mg/L，CODcr的去除率仍低于3%。
由于初始CODcr濃度過高，因此先將其稀釋至與Fenton處理后的CODcr 濃度相同，再用活性污泥法處理。圖2-9中前4d內其CODcr值有所下降，CODcr 去除率達到24.56%左右，之后CODcr值及其去除率都不再有明顯的變化，基本 保持穩定。由此可見，無論稀釋與否，未經Fenton氧化處理的PAM都難以生物 降解，證明了聚丙烯酰胺的可生化性很差。
圖2-10中經過Fenton氧化處理的PAM在5d內CODcr值明顯下降，CODcr 去除率達到56.6%以上。7d后其CODcr值降至95 mg/L左右，CODcr去除率升 至61.5%。經過Fenton氧化處理的PAM在活性污泥法中的處理效果顯著提高， 說明Fenton試劑能夠將難生物降解的PAM氧化成容易生物降解的物質，從而提 高其可生化性。這就為含PAM的廢水進行后續生物處理或創造了有利的條件。
2.4本章小結
通過單因素試驗和正交優化試驗，確定了Fenton氧化降解PAM的最佳條 件，即反應時間為 40 min，溶液的初始pH=4, H2O2/CODH.0, H2O2/Fe2+=12，
35
反應溫度為40°C。在此條件下，PAM和CODcr的去除率分別達到83.8%和77.1%， BOD^CODcr值也從不到0.10升高到0.40以上，PAM的可生化性得到了明顯改
善。
用活性污泥法分別處理Fenton氧化前、后的PAM以及稀釋后的PAM溶 液，結果證實，經過Fenton氧化處理，PAM降解為容易被微生物利用的物質， 可生化性提高，從而為含PAM的廢水進行后續生物處理創造了有利條件。
36
油田含聚污水的生化處理
3.1前言
經過Fenton氧化后的含聚污水中，聚丙烯酰胺濃度和CODcr濃度還是比較 高，需要進一步處理。生物處理技術作為對環境污染物高效的處理手段，由于其 技術上的成熟、無二次污染和其低廉的運行費用，微生物降解與處理工藝已經在 各種難降解污染物的無害化處理領域發揮著核心作用。因此，本課題用生物法處 理油田含聚污水進行探索。從含聚污水的活性污泥中篩選出聚丙烯酰胺降解菌， 培養后加入生物處理系統，提高生物處理效率。
3.2材料和方法
3.2.1實驗材料和試劑 3.2.1.1實驗儀器
儀器名稱生產廠家
YT-CJ-IND凈化工作臺北京亞泰科隆
Nikon YS100 顯微鏡日本尼康
SHP-150生化培養箱上海山連
DSHZ-300水浴恒溫振蕩器江蘇太倉市實驗設備廠
721分光光度計上海第三分析儀器廠
pH計HANNA
JJ-1精密增力電動攪拌器國華電器有限公司
曝氣泵ACO-003廣東日升集團有限公司
HH-4數顯恒溫水浴鍋常州國華電器有限公司
BL-2200H電子天平曰本島津
DHG-9053電熱恒溫鼓風干燥箱上海山連實驗設備有限公司
LDZX-50FAS立式電熱壓力蒸汽滅菌器上海申安醫療器械廠
3.2.1.2實驗試劑
37
試劑名稱生產廠家等級規格
葡萄糖上海埃彼化學試劑有限公司AR500 g
蛋白胨北京雙旋微生物培養基制品廠BR250 g
瓊脂北京雙旋微生物培養基制品廠AR1 kg
牛肉膏北京奧博星生物技術有限責任公司BR250 g
Yeast ExtractOXOID LTD.BR500 g
K2HPO4天津市廣成化學試劑有限公司AR500 g
KH2PO4天津市天大化工實驗廠AR500 g
NaN〇3天津市博迪化工有限公司AR500 g
NaCl天津市博迪化工有限公司AR500 g
CaCl2天津市標準科技有限公司AR500 g
FeCl3*6H2〇天津市廣成化學試劑有限公司AR500 g
CuS〇4天津市廣成化學試劑有限公司AR500 g
MnCl3*4H2〇天津市天河化學試劑廠AR500 g
ZnS〇4*7H2〇天津市天河化學試劑廠AR500 g
NaOH天津市北方天醫化學試劑廠AR500 g
HCl天津市耀華化學試劑有限公司AR500 mL
NH4Cl天津市北方天醫化學試劑廠AR500 g
MgS〇4中國•天津市巴基斯夫化工有限公司AR500 g
(NH)2S〇4天津市博迪化工有限公司AR500 g
革蘭氏染色試劑盒北京陸橋技術有限責任公司
NaNO2天津市瑞金特化學品有限公司AR500 g
蕃紅花紅T上海靈錦精細化工有限公司BR25 g
甲基紅天津市瑞金特化學品有限公司AR25 g
肌酸天津市博迪化工有限公司BR25 g
孔雀石綠天津市天新精細化工開發中心AR25 g
3.2.2污泥的來源
活性污泥取自勝利油田含聚污水處理池。 3.2.3培養基
38
富集培養基
葡萄糖 5g，蛋白質 5g, K2HP〇4 2g，蒸餾水 1000mL，pH =7-7.2
固體培養基
牛肉膏 3g，蛋白胨 10g，NaCl 5g，瓊脂 15-20g，蒸餾水 1000mL，pH =7-7.2
降解培養基
聚丙烯酰胺 0.2-0.3g，牛肉膏 2g, NaNO3 1g, KH2PO4 1.5g，K2HPO4 1.5g， MgSO4 0.5g，微量元素液2mL，蒸餾水1000mL。
馴化培養基
牛肉膏：2g, NaNO3: 1g，NaCl: 2g，KH2PO4: 1.5g，K2HPO4: 1.5g，MgSO4: 1.5g，蒸餾水：1000ml
微量元素液
CaCb 2 mg/L, FeCl3-6H2O 50 mg/L, CuSO4 0.5 mg/L, MnCb-4H2O 0.5 mg/L, ZnSO4-7H2O 10 mg/L。
3.2.4污泥的馴化
污泥樣品用水緩慢沖洗，以細濾網過濾，除去表面有機物質并用濾紙吸干水 分，然后裝入廣口試劑瓶，放入冰箱備用。
活性污泥中許多微生物接觸一段時間后才具備降解抑制物的能力，因此需對 污泥進行馴化。先將活性污泥悶曝72h后沉降30min,棄去上清液，加到1L的 反應器中，加入1L污泥，用魚缸充氣器充氣進行曝氣，進行間歇式培養馴化， 用馴化培養基連續培養活化3次，每次周期為72h (曝氣66h,靜置6h)。再逐 步增加基礎培養液中的PAM溶液（300mg/L)的量(每72h更換一次混合液)，使 微生物逐步適應PAM溶液，此過程在30-33°C下馴化約45天，最后用PAM溶 液穩定。
活性污泥的性能決定著對污水凈化效果的好壞。反應活性污泥性能的指標主 要有污泥沉降比（SV),污泥濃度（MLSS)和污泥指數（SVI)。
(1)污泥沉降比（SV):表示廢水污泥量的多少及活性污泥凝聚沉淀性能。 由于SV測定簡單，便于說明問題，所以是評定活性污泥特征的重要指標之一， 一般控制在15%-40%。
39
測定方法：取100m1混合液在量筒中靜沉淀30min后，沉淀污泥與混合液 的體積比(％)，
污泥濃度（MLSS):表示活性污泥所含微生物多少和處理有機物的能力， 一般MLSS范圍為2-5g/L。
測定方法：將定量濾紙放于105°C烘箱烘干至恒重(1/1000天秤稱重)，將已 知重量的濾紙折進于布氏漏斗上，再把已知污泥體積的100mL量筒內的污泥全 部移入漏斗中，粘附于量筒壁上的污泥用蒸餾水沖洗，也一并傾入漏斗，過濾完 畢后，將載有污泥的濾紙移入烘箱中，在105C烘至恒重，最后通過下式來計算: 污泥濃度(g/L)=[(濾紙重+污泥干重)-濾紙重]x10
SV% x10 MLSS(g/L)
SVI(ml/g)
污泥指數（SVI):也稱污泥容積指數，是指混合液體在靜置30min后， 1g干污泥在濕的時候所占體積。計算公式：
SVI值能夠更好地評價污泥的凝聚性能和沉降性能，一般認為在：
SVI<100污泥的沉降性能好，活性和吸附性能差，泥水分離好； 100<SVI<200污泥沉降性能一般，活性和吸附性能一般，泥水分離一般； SVI>200污泥沉降性能不好，活性和吸附性能好，泥水分離差，發生膨脹。 正常情況下，SVI值在50-150mg/L之間。
表3-1馴化前后活性污泥的性能
Tab. 3-1 The performance of sewage sludge before and after domestication
指標污泥沉降比（SV)污泥濃度（MLSS)污泥指數（SVI)
%g/LmL/g
馴化前122.76842.35
馴化后384.1092.68
馴化前的活性污泥顏色為黑色，有臭味，污泥顆粒較大。馴化好的好氧污泥 呈疏松棉絮狀，預氧化生化法處理聚丙烯酰胺污水的實驗研究，顏色為黃褐色，無臭味，污泥顆粒變小，由細菌和少量微型動物 及無機物組成，沉降性能良好，表明污泥已經適應PAM溶液。
40
3.2.5聚丙烯酰胺溶液降解率的測定
生物降解率祝％)的表達式為：
^=(C〇-Ci)/C〇x1〇〇 %
式中：Co表示降解前的聚丙烯酰胺含量(mg "L-1)； Cl表示降解后的聚丙烯酰 胺含量(mg .L-1)。
3.2.6菌種的分離與篩選
取樣馴化：從馴化成熟的活性污泥中，多次取樣接種到液體選擇培養基中， 在37°C的恒溫振蕩搖床上馴化培養一周。
劃線分離：取培養液在固體基礎培養基平板上劃線分離，得到單個菌落， 挑取不同的單個菌落，分別接種于液體選擇培養基中進行馴化培養，反復 劃線分離，最終分離得到3株菌種。
劃線純化：馴化篩選后的實驗菌種，經過多次的平板劃線培養后得到不同 的單個菌落，直至顯微鏡下檢驗無雜菌，即為純化的菌種。
菌種保藏：把純化后的菌種，接種在保藏培養基的斜面上，37C培養48h， 包好放入4C冰箱內保存。由于微生物多具有易突變性的特點，因此要對 冰箱中保存的菌種進行定期轉接，以減少細菌的突變性。本實驗中每隔兩 個月進行轉移保存。
3.2.7細菌的鑒定
本實驗參照《簡明第八版伯杰細菌鑒定手冊》[76]、《常見細菌系統鑒定手冊》 [77]對篩選的細菌進行生理生化性質測定，將細菌初步鑒定到屬。鑒定方法主要有 革蘭氏染色、芽孢染色、接觸酶、甲基紅、V-P實驗、淀粉水解、生長NaCl、纖 維素水解、厭氧生長、明膠液化等。
(1)革蘭氏染色：用接種環挑取少許菌苔，涂布在干凈玻片上的一滴無菌水 或蒸饋水風干固定。用結晶紫混合液染l-2min后，用水洗。碘液作用lmin，水 洗，吸干。用95%乙醇或丙酮乙醇溶液脫色，水洗至洗脫液至無色，用沙黃復染 液染色2min，水洗、風干。油鏡觀察細胞顏色。深紫色為革蘭氏陽性細菌，紅
41
色為革蘭氏陰性細菌。
芽孢染色：向試管中滴加1-2滴蒸餾水，將培養72小時左右的AS-2菌 株接種2-3環于試管中。滴加3-5滴孔雀綠染液于試管中，置于沸水浴中 15-20min。用接種環挑取少許菌苔，涂布在干凈載玻片上。在微小的火焰上通過 2-3次，由于加熱使蛋白質凝固而固著在載玻片上。傾去染液，待玻片冷卻后水 洗至孔雀綠不再褪色為止。用番紅染液復染2-3分鐘，水洗。待干燥后，置油鏡 觀察，芽孢呈綠色，芽包囊及營養體為紅色。
接觸酶實驗
將在斜面培養了 24h的菌種，以鉬絲接種環接一小環涂抹于已滴3%過氧化 氫的玻片上，如有氣泡產生則為陽性，無氣泡為陰性。
甲基紅實驗
配制甲基紅培養基(蛋白胨：5g/L;葡萄糖：5g/L; K2HP〇4: 5g/L; pH=7.0-7.2)，
滅菌后備用。接種實驗菌于甲基紅培養液中，置30°C的培養箱中培養2、6d;培 養液中加入一滴甲基紅試劑，紅色為甲基紅實驗陽性反應，黃色為陰性反應。
V-P實驗
培養基成分與甲基紅試驗相同。接種試驗菌于培養液中，置30°C的培養箱 中培養2天，取培養和40%氫氧化鈉等量混合，加少許肌酸，10mni如培養液出 現紅色，為試驗陽性反應，有時需要放置更長時間才出現紅色反應
淀粉水解
在肉汁胨中加0.2%可溶性淀粉，滅菌處理。接種培養2-5天，形成明顯菌 落后，在平板上滴加碘液平板呈黑色，菌落周圍如有不變色透明圈，表示淀粉水 解為陽性，仍是黑色為陰性。
纖維素水解
培養基：蛋白胨，5g; NaCl: 5g。將培養基分裝試管，在培養基中浸泡一條 優質濾紙，能將濾紙條分解成一團纖維或將紙條折斷或變薄者為陽性，無變化者 為陰性。
耐鹽性和需鹽性
在基礎培養基中分別加入不同濃度的NaCl，取幼齡菌種液接種培養3-7d, 與未接種的對照管對比，目測生長情況。
42
明膠水解
培養基：蛋白胨，5g;明膠，100-150g。分裝試管，取18-24h的斜面培養
物穿刺接種，做空白，于溫箱中培養，在20°C以下的室溫觀察明膠是否液化， 如菌已生長，明膠表面無凹陷且為穩定的凝塊，則為明膠水解陰性。如明膠凝塊 部分或全部在20C以下為可流動的液體，則為明膠水解陽性。
3.2.8 PCR-16S rRNA 鑒定
傳統的微生物分析測定技術，如顯微鏡觀察、選擇性培養基計數、純種分離 等技術，由于方法本身的局限性，很難真實準確地反映出環境微生物中細菌的種 類和數量。同時，對于環境樣品的培養分離，周期較長、工作量大，且培養基的 選擇性對微生物原有種群結構會有影響和破壞[78]。分子生物學方法與傳統的分離 培養方法相比，在研究微生物群落結構組成時，有很大的優越性[79]。分子生物學 技術是以微生物的核酸(基因組DNA或RNA)序列為依據，通過分析環境樣品中核 酸分子的種類和數量來反映其微生物群落結構中各種群的種類和數量[80]。由于每 種微生物細胞都具有獨特的核酸分子，其序列組成也有各自獨特的特征，因此， 通過直接從環境樣品中提取所有微生物的核酸(基因組總DNA或RNA)，依據核酸 序列的不同，分析這些DNA或RNA的種類和相對數量，就可以反映出微生物的 種類組成以及種群數量的比例情況，從而對微生物的群落結構得到一個比較全 面、客觀的認識。
1983年Fischer和Lerman建立起PCR變性梯度凝膠電泳如r/喂 加沖ore也，PCR-DGGE)，幾經改進，成為檢測DNA片段中突變 的有效手段[81]。Muyzer等人在1993年首次將其應用于微生物群落結構研究[82]。 經過20多年的發展和改進，DGGE的用途已經越來越廣泛。
雙鏈DNA分子在一般的聚丙烯酰胺凝膠電泳時，其遷移行為決定于其分子 大小和電荷。不同長度的DNA片段能夠被區分開，但同樣長度的DNA片段在 膠中的遷移行為一樣，因此不能被區分。DGGE是將丙烯酰胺灌進具有垂直濃度 梯度的變性劑(甲酰胺和尿素)中，從而能夠把同樣長度但序列不同的DNA片段 分離開來。由于DGGE技術避免了分離純化培養所造成的分析上的誤差，通過 指紋圖譜直接再現群落結構，目前已經成為微生物群落遺傳多樣性和動態性分析
43
的強有力工具。其優點：檢測極限低，檢測速度快、經濟，結果比較客觀，可同 時檢測多種微生物，分析多個樣品，能與其它多種方法結合。
圖3-1細菌的16S rDNA分析方法
Fig. 3-1 The analytical procedure of 16S rDNA of bacterial 3.2.9.1基因組DNA的提取與純化
將篩選出的三株菌分別接入富集培養基中，放入27°C的恒溫培養箱中 培養24小時后進行DNA的提取和純化。
細胞收集：取5ml培養液在高速離心機上以6000r/min速度離心10? 15min，形成菌體細胞沉淀物，緩吸及清除上清液。
裂解細胞：將離心所得菌體沉淀移人到2mL緩沖溶液中(其組成為0.1 mol/L 磷酸鹽、0.1mol/LTris、0.01mol/L EDTA、1.0mol/L NaC1 和 1.0%CATB， pH值為8.0)，加人600微升的10%SDS溶液和60微升的蛋白酶K(20mg/mI )， 并輕微混勻，直到細胞處于懸浮狀態。然后將細胞的懸浮液在80C水浴中放置 30min之后在室溫冷卻。
RNase處理：在細胞裂解液中加人3微升的RNase A,反復顛倒混勻溶 液，在37C溫度中放置30?60min。
除蛋白：加人700微升酚：氯仿：異戊醇(體積比為25: 24: 1)，混合 均勻，在12000r/min下離心10min,分離出上清液至新的離心管中。重復此步驟
3次。
44
DNA抽提：在上一步所得的含有DNA的上清液中加人600微升的純 異丙醇，劇烈振蕩混合溶液。用(13000?16000)r/min速率離心10min，倒掉上清 液，再加人70%乙醇600微升并充分混合，再用15000r/min速率離心1min，吸 出上清液，將離心管倒置于紙巾上涼干。用50L緩沖溶液(10mmol/LTris，pH值 為8.0)溶解沉淀物即為DNA粗提液，并置于一20°C貯存。
使用北京天根生化科技有限公司的DNA純化試劑盒，按照操作說明進 行DNA粗提液的純化。
16S rDNA 的 PCR 擴增 PCR擴增的引物：
27f:正向引物 5，AGAGTTTGATCMTGGCTCAG3，，
1492r:反向引物 5，GGCTACCTTGTTACGACTT3，。
在25叫的反應體積中，加入1叫模板DNA，0.5叫的27f和0.5叫的1492r (終 濃度為0.4叫)，2叫的dNTP(每種NTP終濃度0.2mM)，2叫的MgCb(終濃度2mM), 2.5|iL10XPCR緩沖液和0.2|iLTaq 聚合酶（5U)。
PCR擴增條件為：
94C預變性5min，在94C變性30s，61-65C退火30s，，72C延伸1min，循環30次
次；最后72C終延伸10min。
將產物以瓊脂糖凝膠進行電泳后，在紫外燈下切取含欲回收片段的凝膠，放 入離心管中加入滅菌的MILLIPORE水20|^L，放置4C冰箱中24h。重新按上述步 驟PCR，將產物送出測序。
16S rDNA序列測定及同源性比較
16SrDNA的序列由（北京）天根生化有限公司測定。在然后將測序結果通 過NCBI網站，提交到GenBank采用BLAST程序與已知序列進行相似性分析， GenBank將按照與測得序列的相似性高低列出已知序列名單、相似性程度以及這 些序列相應的微生物種類。
3.2.9.7聚類分析
選取優勢條帶測序結果，用Clustal x軟件按照最大同源性原則進行多重序列 比對，將比對結果導入 MEGA 4 (Molecular Evolutionary Genetics Analysis，MEGA) 軟件包鄰位連接法(Neighbour-Joining)建立系統進化樹，對條帶序列進行聚類分
析。
45
3.2.9生長曲線的測定
在250mL三角瓶中裝入100mL富集培養基，將優勢菌以相同的接種量接入 富集培養基中，37°C，140r/min培養，每隔1小時測定培養液的OD6QQ值，以時間 為橫坐標，以培養液的〇D6〇〇值為縱坐標，繪出優勢菌在富集培養基中的生長曲 線。
3.3結果與討論 3.3.1菌種的富集和篩選
從馴化好的勝利油田的活性污泥中篩選出3株細菌，其菌落形態見下表3-2:
表3-2菌株的菌落特征 Tab. 3-2 Colony characters
菌株編號菌落特征
AS-1菌落不規則，邊緣不整齊，呈白色，表面平整，不粘平板
AS-2菌落呈白色，邊緣整齊，表面凸起光亮，光滑，粘平板
AS-3菌落發黃，邊緣整齊，表面凸起、光滑，粘平板，但粘性不大
3.3.2菌株的鑒定
按照3.2.7進行生理生化特征實驗，得到表中3-3數據。
表3-3細菌的生理生化特征 Tab. 3-2 The physiological and biochemical property
測試項目AS-1AS-2AS-3
細菌形狀桿菌球菌桿菌
革蘭氏染色+++
芽孢染色+-+
接觸酶+++
甲基紅+--
V-P測定-+-
淀粉水解+-+
46
生長NaCl5%+5%+5%+
7%+7%+7%+
纖維素分解---
厭氧生長-+-
明膠液化+++
國 AS-1國 AS-2
菌AS-3
圖3-2各個降解菌的革蘭氏染色照片 Fig. 3-2 Gram stain pictures of degrading bacteria
PCR-16S rRNA 鑒定
3.3.3.1 PCR擴增產物的鑒定
將三株菌在富集培養基中活化后分別離心后提取純化基因組，擴增后進行變 性梯度凝膠電泳（DGGE)分析，所得DGGE電泳圖，如圖3-3所示。
47
-AS-1 AS-2 AS-3
圖3-3三株菌的16S rDNA的PCR片段的瓊脂糖電泳圖 Fig. 3-3 PCR segment of 16S rDNA of three bacteria 3.3.3.2三株菌的PCR序列分析
將測得的16S rDNA序列信息提交到GenBank采用BLAST程序與已知序列 進行比對分析，比對結果如表3-5。
細菌名稱
比對結果
Descriptions
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Sequences producin
(Click headers to
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□ r b c [丨丄 m.n ns)
Description
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Total
score
Query
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Man
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NZ flAOXQlQOOQ59.1 NZ A巳CF01000_.l NZ A巳CFOlOOOOOl.l
AS-1
NZ A巳CF01000027.1 NZ A巳CF01000039.1 NZ ABCFOlOOOlQl.l MC 009848.1 NZ A巳R::-::01000003.1 NZ A巳RX01000004.1 NZ A巳R>::01000007.1 NZ A巳DL02000_.l NZ A巳DL02000034.1 NZ A巳DK02_025.1 NZ A巳DM02000036.1 NZ flAIJFOlQQQQll.2 AAUFOlOQOOll.l NZ AAUE01000002.1 NZ flAIJE010000Q5.1 NZ ftAE001000038.1
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us anthracis str, A1055 cont253, 'A'hole qenorne shotqunsegue1624162498%
94%
94%
94%
93%
93%
93%
93%
93%
93%
93%
93%
93%
93%
93%
93%
93%
93%
93%
93%
93%
93%
48
表3-5三株菌的序列比對結果 Tab. 3-5 The sequence analysis result of degrading bacteria
AS-2
AS-3
Descriptions
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1隱 i畫iilii一
-SESiiHE 一
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根據三株菌的生理生化特性和對三株菌的16SrDNA序列分析，并參照《簡 明第八版泊杰細菌鑒定手冊》、《常見細菌系統鑒定手冊》，初步鑒定菌AS-1為巨 大芽孢桿菌，菌AS-2為脫氮副球菌，菌AS-3為枯草芽孢桿菌。其中菌AS-2 的16S rDNA序列和GenBank中已登錄的16S rDNA序列進行了同源性比較，并 對其進行了系統發育樹的構建。對比結果發現，菌AS-2與多株脫氮副球菌的同 源性均在95%以上，并結合生理生化鑒定結果，斷定菌AS-2為脫氮副球菌 (Paracoccus denitrificans)，菌AS-2的系統發育樹見圖3-4，二株菌之間的系統 發育樹見圖3-5。
49
Paracoccus sp. EM0091 Paracoccus sp. AW60.1 AS-2
0.50.40.30.20.10.0
Paracoccus denitrificans strain ATCC ... Paracoccus denitrificans strain ATCC (2) Paracoccus sp. 4FB8 Paracoccus denitrificans isolate NKNIS Paracoccus denitrificans strain DSM 413 Paracoccus sp. iso丨ate B8巳2 Paracoccus denitrificans strain E4 Paracoccus denitrificans strain LMD 2... Paracoccus yeeii strain G6155 Paracoccus yeeii strain G6155(2) Paracoccus sp. JL-65
圖3-4菌株AS-2的系統發育樹 Fig. 3-4 The Phylogenetic tree of AS-2
| AS-1 AS-3 ——AS-2
0.02
圖3-5三株菌之間的系統發育樹 Fig. 3-5 The Phylogenetic tree of three bacterial
3.3.4細菌生長曲線的測定
當微生物接種于培養基，并在合適的溫度下培養時，由于環境的變化，細菌 需要一定時間適應。所以在一定的滯留適應期后，微生物的質量增加，并開始分 裂，生長意味著生命物質的增多，生長導致了自我復制物質的增長。這是一個自 身催化的過程，在此過程中，這個催化的反應導致生長越來越來多的催化劑。因 此，在生長和繁殖的理想條件下，微生物數量的增多不是與時間成正比，而是隨 時間呈幾何級數增加。但因為營養物質有限，細菌增長到一定數量后，因營養物 質中的某種物質消耗完全，生長停止。實際環境條件下的生長繁殖，受許多因素
50
的限制與影響。一般細菌在生長過程中要經歷延遲期、對數期、穩定期和衰亡期 四個階段[83]。本文測定了細菌在富集培養基中的生長曲線，結果見圖3-6。
圖3-6單株菌和混合菌的生長曲線 Fig. 3-6 The growth curvatures of single bacterium and mixed bacteria
采用濁度法分別測定了 AS-1, AS-2和AS-3以及混合菌在降解培養基中的 生長曲線，結果見圖3-5。從圖中可以看出，三株菌和混合菌在前5 h內生長緩 慢，處于生長的延遲期。5 h后細菌濃度大大增加，開始進入細菌的生長對數期。 11 h后，細菌的生長又開始趨向平緩，這時進入了穩定期，持續一定時間后，細 菌濃度開始減少，進入衰亡期。其中菌株AS-2的生長較快，細菌濃度較大，是 優勢菌種。
3.3.5單株菌和混合菌的降解能力比較
環境污染物的降解有時可通過單株細菌完成，有時也需要多株細菌間的協 作來完成的。同時多株菌共存時可能存在協同作用，提高單株菌對降解物的降解 效果。也可能存在拮抗作用，降低單株菌對降解物的降解效果。所以，將三株菌 正交混合后在降解培養基中培養，考察對聚丙烯酰胺的降解效果，結果見圖3-7。
51
% / PMVd Jo —2--raAoiJ
different combinations of bacterium
圖3-7單株菌和混合菌的降解能力的比較 Fig. 3-7 The comparison of degradation rates of single bacterium and mixed bacteria
3.3.6菌AS-2降解Fenton氧化后聚丙烯酰胺溶液的條件優化
3.3.6.1最佳降解時間的確定
將菌AS-2接入250 ml的降解培養基中，在37 °C，140 rmin-1的恒溫搖床中
o o o o
4 3 2 1 (0/0 )pwd Jo sBe-EAOi
振蕩培養，間隔一定的時間測定聚丙烯酰胺的濃度。
0
time(d)
圖3-8降解時間對降解率的影響 Fig. 3-8 The effect of time on degradation rates
從圖3-8可以看出，在前5 d內，菌AS-2對聚丙烯酰胺的降解效果增長明 顯，在第5天的時候，聚丙烯酰胺的降解率達到40.51 %。而后，隨著降解時間
52
的
過
降
3.
要
的
要
和
培
35
果
延長，聚丙烯酰胺降解率增長緩慢。這可能是菌AS-2的 長的降解時間不但增加處理成本，而且不利于實際應用。 解聚丙烯酰胺的最佳時間為5 d。
3.6.2初始pH的確定
細菌的生命活動、物質代謝與pH值密切相關。pH值 通過細胞膜的透性、膜結構的穩定性和物質的溶解性或電 吸收，從而影響細菌的生長速率。細菌的生長都有一個最 求中性和偏堿性，大多數細菌最適的pH為6.5-7.5。
不同的微生物有其最適宜的生長pH值范圍，同一微生物 不同的生理、生化過程中，也要求不同的最適宜的pH值。 養基中，分別將pH值調為2、3、4、5、5.5、6、6.5、7、 °C，140 rmin-1的恒溫搖床中振蕩培養5 d后測定聚丙烯 見圖3-9。
代謝產物所致。由于 所以，選取菌AS-2
對細菌生長的影響主 離性來影響營養物質 I適的pH范圍，一般
在其不同的生長階段 將菌AS-2接入降解 7.5、8、8.5、9。在
酰胺的濃度。實驗結
0/0 / PWd Jo sBe-eA0UI3J
pH
0
4
5
8
在
烯
3.
影
圖3-9 pH值對降解率的影響 Fig. 3-9 The effect of pH value on degradation rat
從圖上可以看出，不同的初始pH值對聚丙烯酰胺的 pH值在7?8之間時，聚丙烯酰胺的降解效果較好。降低 酰胺的降解率都減小。當pH=8時，聚丙烯酰胺的降解率 3.6.3反應溫度的確定
溫度是微生物的重要生存因子。溫度對微生物生長的影 響酶的活性，溫度變化影響酶促反應速率。在適宜的溫度
;es
降解有較大的影響。
S或增大pH值，聚丙 最高，達到33.29 %。
:范圍內，溫度每升高
53
10K，酶促反應速度將提高1-2倍，微生物的代謝速率和生長速率均可相應提高。 適宜的培養溫度使微生物以最快的生長速率生長和大量生長繁殖。根據一般微生 物對溫度的最適生長需求，可將微生物分為四大類。以細菌為例，分為嗜冷菌、 嗜中溫菌、嗜熱菌和嗜超熱菌。大多數細菌是嗜中溫菌，嗜冷菌和嗜熱菌占少數。 廢水生物處理中微生物的適宜溫度在30C左右[85]。（2)影響細胞質膜的流動性， 溫度高流動性大，有利于物質的運輸，溫度低流動性降低，不利于物質的運輸， 因而溫度變化影響營養物質的吸收和代謝物質的分泌。
20
% / PWd Jo sBeJ--eAOUI3J
51 I 1 I 1 I 1 I 1 I 1 I 1
25303540455055
temperature / 〇C
將菌AS-2接入降解培養基中，溫度范圍為25?55 C，pH=8,靜置培養4 d 后測定聚丙烯酰胺的濃度。溫度對聚丙烯酰胺降解率的影響見圖3-10。當溫度為 30?45C時，AS-2對聚丙烯酰胺的降解效果較好，在40 C時，聚丙烯酰胺的降 解效果達到最好，降解率達到32.25 %。繼續升高溫度，聚丙烯酰胺的降解率大 幅度下降。所以，40 C為最佳降解溫度。
圖3-10溫度對降解率的影響 Fig. 3-10 The effect of temperature on degradation rates
3.3.6.4最佳碳源的確定
凡是可以被微生物用來構成細胞物質的或代謝產物中碳素來源的營養物質 統稱為碳源(carbon source)。碳源通過機體內一系列復雜的化學變化被用來構成 細胞物質和為機體提供完成整個生理活動所需要的能量。
分別選取了 NaHC〇3,乙酸鈉，橄欖油，可溶性淀粉，原油，葡萄糖，蔗糖 為碳源，其含量均為2 g-L-1，pH為8,在37 °C，140 rmin-1的恒溫搖床中振蕩培
54
0 5 0 5 0 3 2 2 1 1
%/FWd Jo soa2--eAoiJ
5
0
blank crude oil NaHC〇3 CH3COOH olive oil tragantine sucrose glucOse
different carbon sources
養5 d后測定聚丙烯酰胺的含量。從圖3-11上可以看出，碳源為葡萄糖時，預氧化生化法處理聚丙烯酰胺污水的實驗研究，菌AS-2 對聚丙烯酰胺的降解效果最好，降解率達到40.73%，碳源為原油時，降解率較 低，為29.70%。但油田的含聚污水中同時也含有原油，所以從實際應用考慮， 選取原油為碳源。
圖3-11碳源種類對降解率的影響 Fig. 3-11 The effect of different carbon sourced on degradation rates
3.3.6.5最佳氮源的確定
氮也是細胞中的一種主要組成元素，它來自環境中的含氮物質或分子氮。凡 是能被微生物用來構成菌體物質中或代謝產物中氮素來源的營養物質通常稱為 氮源(nitrogen source)物質。這類物質主要是用來作為合成細胞物質中含氮物質的 原料，它是核酸及蛋白質的主要成分，是構成生物體的必需元素，一般不用作能 源物質。氮源不足常常會限制生物體的生長繁殖，因此應在培養基中加入適當的 氮源以滿足其對氮源的需要。選取幾種不同的氮源加入培養基中，進行實驗研究， 以確定哪一種更合適作為促進菌種生長和繁殖的氮源。
分別選取了NaN〇3,尿素，硫酸銨，蛋白胨，NH4CI為碳源，其含量均為1 g_L-1， pH為8,在37 °C，140 rmin-1的恒溫搖床中振蕩培養5 d后測定聚丙烯酰胺的含 量。從圖3-12上可以看出，氮源為NaN〇3時，菌AS-2對聚丙烯酰胺的降解效果 最好，降解率達到43.75 %。
55
圖3-12氮源種類對降解率的影響 Fig. 3-12 The effect of different nitrogen sources on degradation rates
3.3.6.6碳源含量的確定
為了考察原油的濃度對聚丙烯酰胺降解率的影響，設定了碳源濃度呈一定濃 度的降解培養基，本實驗中原油的濃度分別為0.5g/L、1.0 g/L、1.5 g/L、2.0 g/L、 2.5 g/L、3.0 g/L、3.5 g/L、4.0 g/L。實驗結果見圖3-12,表明當原油含量為2.5 g-L-1，
菌AS-2對聚丙烯酰胺的降解效果最好，分別達到了 33.83 %。
crude oil content /g-L-1
0.51.01.52.02.53.03.54.0
o/o/svd Jo s21raJlraAOUI3J
40 35
^ 30 25
20
〇
15
〇
10 5 0
圖3-13碳源含量對降解率的影響 Fig. 3-13 The effect of crude oil content on degradation rates
3.3.6.7氮源含量的確定
為了考察NaN〇3的濃度對聚丙烯酰胺降解率的影響，設定了氮源濃度呈一定
56
濃度的降解培養基，本買驗中硝酸鈉的濃度分別為0.2g/L、0.4 g/L、0.6 g/L、0.8 g/L、1.0 g/L、1.2 g/L、1.4 g/L、1.6 g/L、1.8 g/L、2.0 g/L。實驗結果見圖 3-14,
表明硝酸鈉含量為1.4 g*L-1時，菌AS-2對聚丙烯酰胺的降解效果最好，分別達到 了 45.23 %。
圖3-14氮源含量對聚丙烯酰胺降解率的影響 Fig. 3-14 The effect of NaNO3 content on degradation rates
3.4本章小結
對從勝利油田的含聚污水處理池中的活性污泥進行馴化，并從中篩選出 三株聚丙烯酰胺降解菌，分別命名為：AS-1、AS-2和AS-3。經生理生化鑒定和 PCR-16S rDNA鑒定后，三株菌分別鑒定為AS-1為巨大芽孢桿菌，菌AS-2為脫 氮副球菌，菌AS-3為枯草芽孢桿菌。
57
通過比較篩選出一株降解效果較好的菌AS-2。研究了AS-2對聚丙烯酰胺 生物降解的最佳條件。結果表明，當降解時間為5 d，pH=8，溫度為40 °C，碳 源為原油，氮源為NaN〇3，原油和NaN〇3的含量分別為2.5 g-L-1，1.4 g-L-1時， AS-2對聚丙烯酰胺的降解率達到45.23 %。
Fenton預氧化-生化法處理油田含聚污水的室內模擬實驗
前言
由于含聚廢水的BOD^CODcr值很小，可生化性較差，若直接采用生物處理， 處理效果差，所以本論文擬將物化法與生物法結合，在生物處理前進行預處理， 提高廢水的可生化性。由于Fenton試劑法具有氧化效果好，設備簡單，易于操作， 無二次污染的優點，因此選用Fenton試劑進行預處理。
通過對含聚污水Fenton預氧化，考察了預氧化的各個條件對含聚污水可生化 性提高的影響，優選出最佳氧化條件，再用生化法處理氧化后污水，從含聚污水 的活性污泥中篩選出聚丙烯酰胺降解菌，優化菌降解聚丙烯酰胺的條件，確定了 生化處理含聚污水的最佳條件。在此基礎上，在各處理單元實驗結果的基礎上， 進一步進行了室內模擬實驗，使實驗結果對實際應用更具有參考價值。
4.2材料和方法
4.2.1實驗材料和試劑
4.2.1.1實驗儀器
儀器名稱生產廠家
721分光光度計上海第三分析儀器廠
丹瑞78-1磁力加熱攪拌器金壇市丹瑞電器廠
SHZ-IIID型循環真空泵上海亞榮生化儀器廠
DR25⑷分光光度計美國HACH公司
COD消解反應器美國HACH公司
TG16-WS臺式高速離心機長沙湘儀離心機儀器有限公司
COD消解瓶美國HACH公司
pH計HANNA instruments
HH-4數顯恒溫水浴鍋國華電器有限公司
AVATER 360FT-IR型紅外光譜儀Nicolet
58
高效液相色譜儀美國安捷倫
曝氣泵ACO-003廣東日升集團有限公司
4.2.1.2實驗試劑
試劑名稱生產廠家純度規格
丙烯酰胺黃巖鼓嶼化學試劑廠AR500 g
KBr國藥集團化學試劑有限公司SP10 g
甲醇上海路都化學試劑廠AR500 mL
其他試劑同第二章和第三章
4.2.2聚丙烯酰胺降解菌和活性污泥降解COD的性能比較
取兩個500 mL的錐形瓶，分別加入200mL經過Fenton氧化后的聚丙烯酰
胺溶液，其中一個錐形瓶中只接入聚丙烯酰胺降解菌AS-2,另一個錐形瓶中接 入聚丙烯酰胺降解菌AS-2后再加入10 mL已馴化好的活性污泥，并分別做空白 實驗。放入搖床中，按照第三章中的聚丙烯酰胺降解菌AS-2降解的最佳條件來 控制降解條件，間隔一定的時間取樣，離心后測CODcr值。
4.2.3 Fenton預氧化-生化法處理聚丙烯酰胺溶液的實驗方法
Fenton反應器和生化反應器都是經過自己加工的礦泉水瓶，有效容積都為
2.5 L。Fenton反應的攪拌通過人工攪拌，生化池的曝氣裝置采用的是魚缸充氣
器。污水的進出通過輸液管來控制。從各個反應器中間隔一定時間取樣，離心后
測CODcr值和PAM濃度。
4.2.4實驗流程
圖4-1 Fenton預氧化-生化法處理含聚污水的室內模擬實驗流程圖 Fig.4-1 The flow chart of inside simulation of treating oil wastewater contained PAM by the
combination pretreatment of Fenton oxidation with biochemical processes
59
4.2.5紅外吸收光譜的測定
紅外吸收光譜在高分子研究中是一種很有用的手段，可以依據樣品在紅外光 區(一般指2.5-2.5^所波長區間)吸收譜帶的位置、強度、形狀和個數，來推測分子 中某種官能團的存在與否，推測官能團的鄰近基團，確定化合物的結構。雖然受 化學結構和外部條件的影響，吸收帶會發生位移，但綜合吸收峰的位置、譜帶強 度、譜帶形狀及相關峰的存在，利用各種基團特征吸收的知識，仍可以確定吸收 帶的歸屬，確定分子中所含的基團，再結合其它分析所獲得的信息作定性鑒定和 推測分子結構[86]。
分別將經過Fenton氧化后的聚丙烯酰胺溶液和生化后的聚丙烯酰胺溶液經 過旋轉蒸發后放入烘箱中，在40°C下將水分蒸干，用光譜純KBr壓片后進行紅 外光譜分析，并與聚丙烯酰胺樣品的紅外譜圖做對比。
4.2.6髙效液相色譜法測定丙烯酰胺單體
概述
聚丙烯酰胺（Polyacrylamide, PAM)是丙烯酰胺及其衍生物的均聚物和共聚 物的統稱。它一種水溶性很好的高分子聚合物，在污水處理、土壤改良和生物醫 療等領域有著廣泛的應用。油田聚合物驅采油技術中使用的是分子量高達幾千萬 的線性PAM，經過油層的剪切等作用，油田含聚污水中的PAM的分子量為400 萬-500萬。
聚丙烯酰胺本身基本無毒，因為它進入人體后，絕大部分在短期內排出體外， 很少被消化道吸收。但它的單體，丙烯酰胺(Acrylamide,AM)的毒性卻很強，丙 烯酰胺長期與皮膚接觸可引起皮炎，直接接觸可引起眼睛發炎；過分曝露于高濃 度蒸汽700 mg/kg中導致眼睛和呼吸道感染，會引起頭痛、頭昏、嗜睡和對其他 中樞神經系統造成影響，吸入微量丙烯酰胺會引起嚴重的肺部傷害甚至死亡。動 物試驗結果顯示，丙烯酰胺是一種可能致癌物。職業接觸人群的流行病學觀察表 明，長期低劑量接觸丙烯酰胺會出現嗜睡、情緒和記憶改變、幻覺和震顫等癥狀，
60
伴隨末梢神經病(出汗和肌肉無力）。因此，在PAM的使用中人們非常關心其單體 的含量，以及在使用過程中是否有單體釋放出來。國際健康組織規定，用于飲用 水處理時，PAM中丙烯酰胺的殘余量應控制在0.05%以下，處理后水中丙烯酰胺 的含量應低于0.25Mg/L；對于排放水，規定處理后水中丙烯酰胺的剩余含量應在 1-5〇Mg/L范圍內。
本文采用Fenton氧化降解和生化法降解聚丙烯酰胺，那么在氧化降解和生 化降解過程中是否有丙烯酰胺單體產生非常值得研究。針對這一問題，本論文對 聚丙烯酰胺的Fenton氧化產物和生化降解產物采用高效液相色譜法進行了初步 分析。
4.2.6.2聚丙烯酰胺的純化
實驗室中分析純的聚丙烯酰胺中可能含有單體丙烯酰胺，為消除它對分析結 果的影響，反應前對實驗室中的PAM進行純化處理，具體方法如下[87]:
用蒸餾水配制濃度為1000mg/L的PAM水溶液；
將溶液逐滴滴入20倍于其體積的甲醇中，PAM會沉淀析出；
將沉淀濾出，用10倍于沉淀體積的甲醇進行淋洗；
重復上述1-3步操作3次，得到純凈的PAM;
純化后的PAM在60°C下真空干燥24h，然后放入干燥器內備用。
4.2.6.3高效液相色譜分析
美國Agilent公司的1100液相色譜儀，色譜柱為Agilent ZORBAXXDB-C18 柱(3.0 mm x 250 mm x 5 MTO);流動相為Mili-Q水；流速為 0.4w/-min-1;紫夕卜 196nm 處監測；進樣量為50^。預氧化生化法處理聚丙烯酰胺污水的實驗研究，此方法對丙烯酰胺的檢測靈敏度為ppb級。
4.3結果與討論
4.3.1聚丙烯酰胺降解菌和活性污泥降解COD
分別用聚丙烯酰胺降解菌AS-2和添加了菌AS-2的活性污泥來降解經Fenton 氧化后的含聚污水，比較對含聚污水中CODcr的降解性能。結果見圖4-2。
61
圖4-2菌和活性污泥對CODcr去除率 Fig.4-2 The removal ratios of CODcr by bacteria and sewage sludge
從圖上可以看出，添加了菌AS-2的活性污泥的降解率明顯比單獨的聚丙烯 酰胺菌對CODcr的降解率要高，單獨的聚丙烯酰胺降解菌對CODcr的降解率為 56.67°%，而添加了菌的活性污泥對CODcr的降解率達到65.45°%。還可以看出， 前5d，兩者的降解率差值較大，這可能是因為活性污泥對污水的聚丙烯酰胺有 一定的吸附作用。因此，在后面的模擬實驗中，生化實驗部分采用添加了聚丙烯 酰胺降解菌的活性污泥法。
4.3.2室內模擬實驗對CODcr和PAM的降解效果
62
圖4-3來水CODcr值的變化圖4-4氧化出水和生化出水的CODcr值的變化
Fig. 4-3 CODcr value of water seepageFig. 4-4 CODcr value after Fenton oxidation and biochemistry
q.§m/2VJ jo U2SJ1U30UOO 3-
q.§m/2VJ jo U2SJ1U30UOO 3-
室內模擬實驗中進水的CODcr值主要在900-1400mg/L，進水的平均CODcr 值為1177mg/L。如圖4-3和4-4，經Fenton氧化后出水的CODcr值主要在 200-250mg/L，出水的平均CODcr值為216mg/L，氧化后出水的CODcr平均去 除率達到81.65°%。生化法出水的CODcr值主要在60-90mg/L，生化出水的平均 CODcr值為75mg/L，生化后出水的CODcr平均去除率達到93.63%。
圖4-5來水的PAM濃度圖4-6氧化出水和生化出水的PAM濃度
Fig. 4-5 The consistency of PAM of water seepageFig. 4-5 The consistency of PAM after Fenton oxidation and
biochemistry
從圖4-6可以看出，經Fenton氧化和生化處理后的含聚污水中的聚丙烯酰胺
63
Fenton預氧化-生化法處理聚丙烯酰胺污水的實驗研究 的去除率達到了 90.50%。
4.3.3紅外吸收光譜的測定
本實驗分別在最佳反應條件下用Fenton氧化和生化法處理PAM，分別對原 樣、氧化產物和生化降解產物進行紅外掃描，結果見圖4-7、4-8和4-9。
圖4-7聚丙烯酰胺原樣的紅外光譜圖 Fig. 4-7 The IR spectrum of PAM
圖4-8 Fenton氧化后樣品的紅外光譜圖 Fig. 4-8 The IR spectrum of PAM after Fenton oxidation
64
—^
400035003000250 020001 5001 000500
Wavenumbers (cm-1)
圖4-9生化后樣品的紅外光譜 Fig. 4-9 The IR spectrum of PAM after biodegradation
PAM分子主要的紅外特征吸收峰及對應的基團振動分別如下：1617cm-1為 對稱伸縮振動Vc=。的強吸收峰，其頻率低于相應的酮，原因是N和C=O的P-n共 軛使C=O的力鍵常數減少的緣故。3300?3500 cm-1處附近是-NH2的伸縮性振動特 征吸收峰，3382cm-1和3276cm-1分別對應于NH2的反對稱和對稱伸縮振動。
1617cm-1為面內彎曲振動S面內N-H產生的吸收峰。1462cm-1和1413cm-1為伯酰胺中
的 V C-N 的特征吸收峰。
從圖4-8可以看出，經Fenton氧化后的紅外光譜發生了明顯的變化。3452cm-1 和3362cm-1兩處的-NH2的伸縮性振動特征吸收峰明顯減弱，說明氧化反應主要 氧化了聚丙烯酰胺的側鏈酰胺基。1670cm-1處的羰基特征吸收峰明顯變寬，說明 聚丙烯酰胺可能被氧化成了醛、羧酸。1131cm-1出的特征吸收峰明顯變強變寬，
這可能是羧酸的面外彎曲振動Y_h〇-H的特征吸收峰。
生化處理后的紅外光譜圖也發生了明顯的變化。降解后聚丙烯酰胺的譜圖 中的3300?3500 cm-1處附近-NH2的伸縮性振動特征吸收峰明顯變弱，說明了微 生物主要降解了聚丙烯酰胺側鏈上的酰胺基。根據1364 cm-1和920 cm-1附近出現 新的吸收峰，可以確定體系中的羧基的存在。1462 cm-1處的峰消失和1082 cm-1處 的峰明顯變寬變強，說明氨基可能從聚丙烯酰胺側鏈上脫落下來成為游離的氨 基。同時，530?995 cm-1處出現的幾個強的吸收峰代表了芳香化合物，可能是微 生物的代謝產物。所以，可以推斷菌AS-2主要降解了聚丙烯酰胺的側鏈，把酰胺 基降解成了羧酸和游離的氨基。
65
4.3.4丙烯酰胺單體的測定
聚丙烯酰胺本身基本無毒，但是它的單體，丙烯酰胺（Acrylamide，AM) 的毒性卻很強，它是神經系統致毒劑，對神經系統有損傷作用，中毒后表現為肌 體無力和運動失調等癥狀。因此，在PAM的使用過程中人們非常關注是否有單 體釋放出來。本文用高效液相色譜法考察了氧化和生化過程中是否有丙烯酰胺單 體產生。
Fig. 4-11 The HPLC spectrum after Fenton oxidation
66
Fig. 4-12 The HPLC spectrum of PAM after biodegradation 從圖上可以看出，丙烯酰胺標樣的保留時間為3.227min，而經Fenton氧化 后的PAM溶液的四個峰的保留時間分別為1.727min，2.033min，2.601min， 2.972min，均不在丙烯酰胺出峰處。而經生化降解后的PAM溶液的三個峰的保 留時間分別為1.902min，2.715min，2.929min，也均不在丙烯酰胺出峰處。說明 經氧化和生化處理后的PAM溶液中沒有丙烯酰胺單體生成，或生成的丙烯酰胺 濃度低于此分析方法的檢出限，即小于1^/L。
4.4本章小結
分別用聚丙烯酰胺降解菌AS-2和添加了菌的活性污泥來降解經Fenton 氧化后的含聚污水，比較對含聚污水中CODcr的降解性能。結果表明，添加了 菌的活性污泥的降解率明顯比單獨的菌對CODcr的降解率要高，單獨的降解菌 對CODcr的降解率為56.67°%，而添加了菌的活性污泥對CODcr的降解率達到 65.45%。還可以看出，前5d，兩者的降解率差值較大，這可能是因為活性污泥 對污水的聚丙烯酰胺有一定的吸附作用。因此，在后面的模擬實驗中，生化實驗 部分采用添加降解菌的活性污泥法。
根據前兩章所優選出的最佳條件，用Fenton預氧化-生化法處理含聚污水 進行了室內模擬實驗，自己設計實驗裝置。室內模擬實驗中進水的CODcr值主 要在900-1400mg/L，進水的平均CODcr值為1177mg/L。經Fenton氧化后出水 的CODcr值主要在200-250mg/L，出水的平均CODcr值為216mg/L，氧化后出 水的CODcr平均去除率達到81.65%。生化法出水的CODcr值主要在60-90mg/L，
67
生化出水的平均CODcr值為75mg/L，生化后出水的CODcr平均去除率達到 93.63%。經Fenton氧化和生化處理后的含聚污水中的聚丙烯酰胺的去除率達到 了 90.50%。因此，經Fenton預氧化-生化法處理的含聚污水的CODcr值下降到 100mg/L。
分別在最佳反應條件下用Fenton氧化和生化法處理PAM，對原樣、氧化產 物和生化降解產物進行紅外掃描，探討了聚丙烯酰胺經氧化和生化后的結構變 化。結果表明，Fenton氧化可能把部分聚丙烯酰胺氧化成了醛和羧酸，經生化處 理的聚丙烯酰胺，聚丙烯酰胺主要降解了聚丙烯酰胺的側鏈，把酰胺基降解成了 羧酸和游離的氨基。
在PAM的使用過程中人們非常關注是否有單體釋放出來。本文用高效液 相色譜法考察了氧化和生化過程中是否有丙烯酰胺單體產生。從色譜圖上可以看 出，丙烯酰胺標樣的保留時間為3.227min，而經Fenton氧化后的PAM溶液的四 個峰的保留時間分別為1.727min，2.033min，2.601min，2.972min，均不在丙烯 酰胺出峰處。而經生化降解后的PAM溶液的三個峰的保留時間分別為1.902min， 2.715min，2.929min，也均不在丙烯酰胺出峰處。說明經氧化和生化處理后的PAM 溶液中沒有丙烯酰胺單體生成，或生成的丙烯酰胺濃度低于此分析方法的檢出 限，即小于1ug/L。
68
5結論
5.1結論
該論文以勝坨含聚污水為研究對象，由于含聚廢水的BOD^CODcr值很小， 可生化性較差，若直接采用生物處理，處理效果差，所以本論文擬將物化法與生 物法結合，在生物處理前進行預處理，提高廢水的可生化性。由于Fenton試劑法 具有氧化效果好，設備簡單，易于操作，無二次污染的優點，因此選用Fenton 試劑進行預處理。本課題的研究將為油田含聚污水的達標處理回注奠定理論基 礎，為油田可持續發展提供技術支撐。與此同時，本課題的研究成功可有效提高 污水回用率，節約清水資源，同時也避免了有害物質的大量外排，對環境保護有 重大的現實意義。通過實驗研究，主要研究結論概括如下：
通過Fenton預氧化來處理含聚污水，提高其可生化性。通過單因素試驗和 正交優化試驗，確定了Fenton氧化降解PAM的最佳條件，即反應時間為40 min， 溶液的初始pH=4, H2〇2/CODcr=1.0, H2〇2/Fe2+=12，反應溫度為40°C。在此條 件下，PAM和CODcr的去除率分別達到83.8%和77.1%，BOD^CODcr值也從不 到0.10升高到0.40以上，PAM的可生化性得到了明顯改善。
用活性污泥法分別處理Fenton氧化前、后的PAM以及稀釋后的PAM溶 液，結果證實經過Fenton氧化處理，PAM降解為容易被微生物利用的物質，可 生化性提高，從而為含PAM的廢水進行后續生物處理創造了有利條件。
對從勝利油田的含聚污水處理池中的活性污泥進行馴化，預氧化生化法處理聚丙烯酰胺污水的實驗研究，并從中篩選出 三株聚丙烯酰胺降解菌，分別命名為：AS-1、AS-2和AS-3。經生理生化鑒定和 PCR-16S rDNA鑒定后，三株菌分別鑒定為AS-1為巨大芽孢桿菌，菌AS-2為脫 氮副球菌，菌AS-3為枯草芽孢桿菌。
通過比較篩選出一株降解效果較好的菌AS-2。研究了AS-2對聚丙烯酰胺 生物降解的最佳條件。結果表明，當降解時間為5 d，pH=8，溫度為40 °C，碳 源為原油，氮源為NaNO3，原油和NaNO3的含量分別為2.5 g.L-1，1.4 g.L-1時， AS-2 對聚丙烯酰胺的降解率達到 45.23 %。
根據前兩章所優選出的最佳條件，用Fenton預氧化-生化法處理含聚污水
69
進行了室內模擬實驗，自己設計實驗裝置。室內模擬實驗中進水的CODcr值主 要在900-1400mg/L，進水的平均CODcr值為1177mg/L。經Fenton氧化后出水 的CODcr值主要在200-250mg/L，出水的平均CODcr值為216mg/L，氧化后出 水的CODcr平均去除率達到81.65%。生化法出水的CODcr值主要在60-90mg/L， 生化出水的平均CODcr值為75mg/L，生化后出水的CODcr平均去除率達到 93.63%。經Fenton氧化和生化處理后的含聚污水中的聚丙烯酰胺的去除率達到 了 90.50%。因此，經Fenton預氧化-生化法處理的含聚污水的CODcr值下降到 100mg/L，達到國家外排標準。
分別在最佳反應條件下用Fenton氧化和生化法處理PAM，分別對原樣、氧 化產物和生化降解產物進行紅外掃描，探討了聚丙烯酰胺經氧化和生化后的結構 變化。結果表明，Fenton氧化可能把部分聚丙烯酰胺氧化成了醛和羧酸，經生化 處理的聚丙烯酰胺，聚丙烯酰胺主要降解了聚丙烯酰胺的側鏈，把酰胺基降解成 了羧酸和游離的氨基。
在PAM的使用過程中人們非常關注是否有單體釋放出來。本文用高效液 相色譜法考察了氧化和生化過程中是否有丙烯酰胺單體產生。從色譜圖上可以看 出，丙烯酰胺標樣的保留時間為3.227min，而經Fenton氧化后的PAM溶液的四 個峰的保留時間分別為1.727min，2.033min，2.601min，2.972min，均不在丙烯 酰胺出峰處。而經生化降解后的PAM溶液的三個峰的保留時間分別為1.902min， 2.715min，2.929min，也均不在丙烯酰胺出峰處。說明經氧化和生化處理后的PAM 溶液中沒有丙烯酰胺單體生成，預氧化生化法處理聚丙烯酰胺污水的實驗研究，或生成的丙烯酰胺濃度低于此分析方法的檢出 限，即小于1wg/L。
5.2存在的問題及展望
由于時間和實驗條件的限制，論文中還存在一些不足之處，具體如下：
對含聚污水的預處理，本文只采用了傳統的Fenton氧化技術，未進行 復合高級氧化處理。在后續實驗中，可考慮采用UV/Fenton、電-Fenton、UV/O3、
UV/O3/H2O2等復合高級氧化技術對含聚污水進行處理。
未對Fenton氧化聚丙烯酰胺和生物降解聚丙烯酰胺的機理進行探討，
對氧化后的生化后的產物沒有深入的分析。所以結合氣質聯用技術、核磁共振技術加強對氧化產物和生物降解產物的分析，有助于深入探討聚丙烯酰胺的氧化機 理和生物降解機理。
(3 )對Fenton預氧化-生化法處理油田含聚污水工藝只進行了室內模擬，如果能在現場進行模擬，并對整個系統的綜合效應進行研究，實驗結果將更可靠。
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