化學預氧化生化處理油田含聚丙烯酰胺汙水研究:
化學預氧化生化處理油田含聚丙烯酰胺汙水研究,聚合物驅油在提高原油采收率的同時也產生了大量含聚汙水，現有汙水處理 工藝難以對含聚汙水進行有效處理。生物處理工藝由於成本較低且處理較徹底， 近年來已應用於含油汙水處理領域。但含聚汙水中大量聚丙烯酰胺的存在導致其 可生化性差，直接采用生物處理難度較大。Fenton氧化作為提高汙水可生化性的 有效手段，具有操作簡單、費用較低、處理效率高的優點。因此，本論文采用 Fenton預氧化一生化聯合處理工藝，研究了其對含聚汙水的處理效果。
從含聚汙水中篩選出6株同時降解聚丙烯酰胺與原油的功能降解菌，對菌株 降解含聚汙水的效果進行評價，優化了其營養及降解條件，並探討了其降解聚丙 烯酰胺、原油的特性；通過添加功能降解菌提高活性汙泥的活性應用於含聚汙水 降解處理，利用Fenton氧化提高含聚汙水的可生化性；在優化條件的基礎上， 化學預氧化生化處理油田含聚丙烯酰胺汙水研究,對含聚汙水進行Fenton預氧化一生化處理小試實驗，得出以下結論：
1) 從含聚汙水中篩選分離出6株降解菌，分別為sp. PAM-1、
sp. PAM-2 > Ochrobactrum sp. PAM-3 > Acinetobacter sp. PAM-4 > Bacillus sp. PAM-5、^acZ/tosp. PAM-6。混合菌具有協同作用，對聚丙烯酰胺、原油的降解 率分別可達46.1%、47.5%，明顯高於單株菌。混合菌在pH 5〜9、溫度30〜45°C、 鹽度5〜12.5 gi'氧含量4〜6 mg^L；1條件下對聚丙烯酰胺、原油具有較高的去除 率。微量的Fe3+和Mn2+ (濃度SO.Olg^L；1)可促進微生物的生長代謝。
2)考察了原油與聚丙烯酰胺共存對各自生物降解的影響。結果表明，在各 自較低含量範圍內（原油0〜5g_L'聚丙烯酰胺0〜lg^L；1)，聚丙烯酰胺與原油 的共存可促進各自被生物利用的效率；考察了聚丙烯酰胺與原油共存對各自 Fenton氧化去除的影響。結果表明，原油的存在降低了聚丙烯酰胺的氧化去除效 率，但在其含量較低時（0〜600 mg，!；1)對聚丙烯酰胺的去除影響不大；而聚丙 烯酰胺在較低含量時（0〜500 mg^L；1)對原油的氧化去除有促進作用。
3 )在 H202 15 mL.L-1、FeS04.7H20 700 mg.L-1、pH 5.0、溫度 30°C、反應時 間1 h條件下，Fenton氧化對含聚汙水的COD、聚丙烯酰胺、原油的去除率可 分別達到61.5%、74.0%、47.2%，對懸浮物的去除效率在80%以上，對硫酸鹽還 原菌的去除率可達98%以上，且可生化性改善明顯（BOD5/COD提高至0.4)。 在Fenton氧化反應結束處理後殘餘的H202不僅不會抑製細菌生長，反而促進其 對有機物的降解。Fenton預氧化——生化聯合工藝對COD、聚丙烯酰胺及原油 的去除效率分別可達84.7%、92.1%和83.1%。
4)混合菌對聚丙烯酰胺的降解過程符合一級動力學模型。利用生物降解前 後聚丙烯酰胺的紅外光譜及飛行時間質譜推測的生物降解後的產物片段結合對 混合菌對聚丙烯酰胺生物降解特性，並在已有文獻的基礎上，推斷了在有氧條件 下聚丙烯酰胺的生物降解機理。初步認為，混合菌通過生物催化類Fenton反應 將聚丙烯酰胺分解為可被其利用的小分子片段作為碳源，利用酰胺水解酶水解聚 丙烯酰胺的酰胺基獲得可被其利用的氮源，進而促進微生物自身的生長。不同處 理後的聚丙烯酰胺樣品的掃描電鏡、紅外光譜及飛行時間質譜分析結果表明， Fenton氧化對聚丙烯酰胺的降解比生物降解更為徹底，降解後的小分子產物生物 毒性降低，被微生物利用率提高。
利用GC-FID及GC-MS對混合菌降解原油的特性進行分析。結果表明，混 合菌對原油中的芳烴利用率高於烷烴，且對不同烴利用呈現不同特點。對不同處 理後原油樣品進行的GC-FID及GC-MS分析結果表明，聚丙烯酰胺的存在提高 了生物降解、Fenton氧化以及Fenton預氧化生化對原油的去除效率。
5)對從城市汙水處理廠取得的好氧汙泥在模擬含聚汙水中馴化，添加功能 降解混合菌群來提高汙泥對模擬含聚汙水的處理效率。結果表明，功能降解菌添 加後的活性汙泥對COD去除率提高了 30%。
在連續進水中，考察水解酸化——生物接觸氧化對含聚汙水的處理，並對進 水條件進行了優化。結果表明，進水pH 7.0、水力停留時間72 h、進水溫度30〜40°C 時生化反應器對含聚汙水具有較高的處理效率。反應器穩定運行後對含聚汙水 COD、聚丙烯酰胺及原油的去除率最高分別可達67.6%、63.7%、58.7%，懸浮物 的含量穩定在15~30 mg_L_1，硫酸鹽還原菌含量降至102 cell_L_1。
6)對勝利油田含聚水樣進行了 Fenton預氧化——生化處理小試實驗。結果 表明，Fenton預氧化一生化處理對COD、聚丙烯酰胺及原油的去除率分別可 達94%、93%、95%，懸浮物與硫酸鹽還原菌去除率分別可達90%、99%。采用 絮凝處理進一步降低各指標值，絮凝處理後，COD穩定在20 mg^L；1左右，聚丙 烯酰胺含量低於5 mg_L_1，原油含量低於2.5 mg_L_1，懸浮物含量低於5 mg_L_1， 各指標可滿足回注或外排的需求。
采用Fenton預氧化——生化——絮凝對大慶油田含聚汙水水樣進行處理小 試實驗。結果表明，COD、聚丙烯酰胺的去除率分別可達97%、98%，可滿足 DB37/676-2007二級標準；原油去除率可達98%，可滿足SY/T5329-94 A1級標 準及DB37/676-2007 —級標準；懸浮物去除率可達97%，可滿足SY/T5329-94 B 級標準；硫酸鹽還原菌去除率可達99%，可滿足SY/T5329-94最低標準。
目前，聚合物驅油技術在我國東部油田已得到大範圍的應用，化學預氧化生化處理油田含聚丙烯酰胺汙水研究,聚合物驅油對 穩定原油產量方麵已具有很重要的現實意義。而在聚合物驅油提高原油采收率的 同時也產生了大量的含聚丙烯酰胺汙水（簡稱含聚汙水）。由於聚丙烯酰胺的存 在，含聚汙水與一般的采油汙水相比粘度增大，油水分離難度加大，原油乳化現 象嚴重、懸浮物沉降性能變差，使含聚汙水在現有處理工藝處理後原油與懸浮物 的含量超標嚴重。
生物降解處理技術由於處理成本較低，無害化降解，且對低濃度含油汙水有 穩定的去除效率，已在含油汙水處理中已得到推廣應用。但由於含聚汙水中聚丙 烯酰胺抗生物降解特性導致含聚汙水可生化性差，使生物降解處理含聚汙水麵臨 困境，急需利用其它手段預處理提高汙水的可生化性。
在各種提高可生化性手段中，Fenton氧化由於操作簡單、費用較低、處理效 率高，已被廣泛應用在其他有機汙水處理中，而且可以顯著提高汙水的可生化性。 因此可采用Fenton預氧化處理來提高含聚汙水的可生化性。
本論文采用Fenton預氧化一生物降解聯用技術對含聚汙水進行處理研究。 從含聚汙水中篩選出對聚丙烯酰胺與原油均有一定去除能力的功能降解菌株，對 其生長及降解條件進行優化，探討其對含聚汙水的生物降解特性。將功能降解菌 投加到活性汙泥中以提高汙泥對含聚汙水的降解性能，並利用Fenton氧化手段提 高汙水的可生化性。在優化Fenton氧化對含聚汙水中聚丙烯酰胺、原油等指標物 質去除條件的基礎上，對兩種含聚汙水水樣進行Fenton預氧化一生化處理小試 實驗。
本論文的研究工作為含聚汙水Fenton預氧化生化處理工藝奠定理論基
礎，也為此工藝在含聚汙水的實際現場應用提供技術支持。
1研究背景
1.1油田汙水中聚丙烯酰胺的來源
在油田高含水開采的中後期過程，化學添加劑在提高原油采收率起到了非常 重要的作用。根據有關文獻資料介紹[1]，上世紀80年代，前蘇聯每使用It化學 添加劑，就能增加100 t原油的采收。美國處於中後期生產的油田，每采出1 t 原油就要使用約40 kg的化學添加劑。
這些添加劑種類繁多，有乳化劑、緩蝕劑、消泡劑、稠化劑、堵水劑、壓裂 及酸化液、防粘土膨脹劑、降粘劑、脫鹽劑、脫水劑、清蠟及防蠟劑等幾十種， 用於鑽井、采油、產出液處理、集輸等油田生產的各個環節。這些添加劑的主要 成分是烷基類有機物的鈉鹽、鉀鹽、磺酸鹽等，還有醇類、高分子聚合物等[2]。
其中聚丙烯酰胺是油田常用的化學添加劑之一，廣泛用於鑽井、采油、產出 液處理等環節。
1.1.1油田中所用聚丙烯酰胺的種類
狹義的聚丙烯酰胺是指由丙烯酰胺單體聚合而來，英文名稱polyacrylamide， 簡稱PAM,又稱非離子的聚丙烯酰胺（non-ionic polyacrylamide，NPAM)。其分 子式如下：
C—C
I 1_〇
L Hy—°Jn
NH2
圖1-1-1非離子聚丙烯酰胺的分子式 Fig. 1-1-1 The molecular formula of non-ionic polyacrylamide 由於其分子量較小，一般在幾千到幾百萬左右，主要在造紙、印染行業作為 助劑，水處理行業作為絮凝劑等[3]，而在油田中很少應用。
而在油田中廣泛應用的聚丙烯酰胺是指廣義的聚丙烯酰胺，是對一大類具有 相似結構的物質統稱，它們是丙烯酰胺均聚物及其與其他單體（例如丙烯酸或 N,N'—亞甲基雙丙烯酰胺、丙烯酰氧乙基三甲基氯化銨等）共聚物[4]。從離子型 上分有三種，分為陰離子型、陽離子型以及以及陰陽離子兼具的兩性離子型。從 分子空間結構上分有兩種，為一種為線型的聚丙烯酰胺，一種交聯的聚丙烯酰胺， 水溶性較差，但可以吸收大量水的聚丙烯酰胺凝膠[5]。
陰離子型的聚丙烯酰胺（anionic polyacrylamide，APAM)通常也稱為部分 水解聚丙烯酰胺（partially hydrolyzed polyacrylamide，HPAM)，是一種線性水溶 性良好的高分子聚合物，其分子式如下：
H——9 HIc-
「
;=〇X
y
dj-
IIDH CIC— o
I
C——H
H-
H,
Z
圖1-1-2陰離子聚丙烯酰胺的分子式 Fig. 1-1-2 The molecular fonnula of anionic polyacrylamide
油田中常用的陰離子型的聚丙烯酰胺不是由非離子型的聚丙烯酰胺水解而 來的，化學預氧化生化處理油田含聚丙烯酰胺汙水研究,而是由單體丙烯酰胺與丙烯酸二者共聚而成的，分子量一般在500〜4000 萬甚至更高[4]，油田中常用的陰離子的聚丙烯酰胺的分子量一般在1000萬以上。 此類型聚丙烯酰胺在油田中應用最為廣泛，用量也最多。
陽離子型聚丙烯酰胺（cationic polyacrylamide，CPAM)，通常是由單體丙烯 酰胺與帶有雙鍵的季銨鹽共聚而成[3]，分子量一般在800〜1500萬，其分子式一 般如下：
H
NHn
C C H 〇
〇
XRNR:
y
圖1-1-3888电子游戏官网的分子式 Fig. 1-1-3 The molecular fonnula of cationic polyacrylamide 兩性離子型的聚丙烯酰胺（amphoteric polyacrylamide, AmPAM), —般是
由大分子改性或單體共聚的方式製得[6]，分子量較高，一般在500萬以上，其分 子式一般如下：
H
「HH n「H H
I I
p
c c
1 1
H3=0
」X1 L
L H f
NH?OH
0
y
c c
H 〇
0
z
XRNR,+ y
n
rH Hr H H
圖1-1-4兩性離子聚丙烯酰胺的分子式 Fig. 1-1-4 The molecular fonnula of amphoteric polyacrylamide
陽離子型聚丙烯酰胺相對於陰離子聚丙烯酰胺在油田中使用範圍不是很廣 泛，且用量不多，而兩性離子型聚丙烯酰胺由於價格較高，應用更少。
以上所列舉的各種離子型的聚丙烯酰胺均為線型、水溶性的聚丙烯酰胺，由
於陰離子的聚丙烯酰胺用量最多，油田中所指水溶性的聚丙烯酰胺一般指陰離子 型的聚丙烯酰胺。
油田用聚丙烯酰胺凝膠種類較多，屬於丙烯酰胺的共聚物，是以丙烯酰胺為 主單體，其他物質（如N,N'—亞甲基雙丙烯酰胺、改性胺樹脂等）為交聯劑製 得的空間網狀結構高分子聚合物[7]。
1.1.2聚丙烯酰胺在油田作業中的應用 1.1.2.1在鑽井作業中的聚丙烯酰胺
在鑽井作業中需要添加鑽井液來調整鑽井泥漿的性能，鑽井液的使用可大大
減少卡轉事故，能減少鑽頭在鑽探過程中的磨損，並且可以使鑽探的井壁規則，
防止鑽探過程中出現坍塌或者井漏[8]。而聚丙烯酰胺作為鑽井液中常用的添加助
劑，可以調節鑽井液的流變性能，增加鑽井液的潤滑性能，是優良的抑製葉岩分
散劑，它在鑽井液中的存在可以提商鑽井液穩定鑽井井壁、抑製地層造楽的作用 [2]
O
在鑽井液中經常使用的聚丙烯酰胺的種類是部分水解聚丙烯酰胺或者部分 水解聚丙烯酰胺的鉀鹽，且部分水解聚丙烯酰胺的鉀鹽作為助劑的性能由於部分 水解聚丙烯酰胺[9]。
1.1.2.2聚丙烯酰胺在堵水、調剖中的應用
在油田生產過程中，由於地層的非均質性，經常會產生“水浸”問題；在我國 油田普遍進入注水開發階段後，使地層油藏的非均質性加劇，經常在油水井間形 成水流優勢通道，從而造成水驅的“短路”，嚴重影響水驅效率[1°]，這些都需要堵 水、調剖及相關的技術來解決此類問題，保持並提高原油的采收率。
聚丙烯酰胺作為堵水劑被廣泛應用，可調整地層對油和水的滲透能力，保持 地層能量、減少采出液水含量，提高采收率。被應用的聚丙烯酰胺主要是交聯的 聚丙烯酰胺凝膠（微球）[11]。
1.1.2.3聚丙烯酰胺在壓裂工藝中的應用
在油田開采致密層油藏的過程中需要使用壓裂工藝添加壓裂液來打通致密 層岩石的通道，讓原油流出進而提高原油的采收率。聚丙烯酰胺作為壓裂液經常 使用的稠化添加助劑，可提高壓裂液的粘度、降低與岩層摩擦等[12]。壓裂液添 加的聚丙烯酰胺類型也是通常是交聯型聚丙烯酰胺。
1.1.2.4聚丙烯酰胺在油田汙水處理中的應用
由於聚丙烯酰胺優良的絮凝性能，聚丙烯酰胺在油田汙水處理中作為絮凝劑 或絮凝助劑使用[13]。根據不同水質選擇使用陽離子型、陰離子型或兩性離子型 聚丙烯酰胺來滿足絮凝處理的需求。絮凝後的聚丙烯酰胺與其他絮凝物被作為廢 渣處理，不是油田采出水中聚丙烯酰胺的來源。
1.1.2.5聚合物驅油中的聚丙烯酰胺
聚合物驅油技術，是三次采油技術中的一種，現在我國大慶、勝利、大港等 油田針對高含水的區塊已全麵使用。聚合物驅油是通過在注入水中加入一定量的 超高分子量的聚丙烯酰胺，增加注入水的粘度，改善油水流度比，延緩油井含水 率的上升速度，從而改善油藏開采效果，提高采出液中油水比，達到提高的采收 率目的，又稱稠化水驅或增粘水驅[R 15]。
聚合物驅油是油田生產過程中聚丙烯酰胺用量的最多的環節，所用聚丙烯酰 胺一般為線性陰離子型聚丙烯酰胺，主要是由於水溶性的陰離子型聚丙烯酰胺分 子量大、粘度穩定，價格較低。陽離子型聚丙烯酰胺在聚合物驅油過程中很少作 為驅油劑來單獨使用，通常作為聚合物驅油過程中的助劑，在聚合物驅油過程中 作為防竄劑或者調剖劑來使用[3]。
無論是作為聚合物驅油的主要注劑、油田地層的堵水劑、調剖劑還是鑽井、 壓裂液添加助劑，進入地層的聚丙烯酰胺在經曆地層長期高溫高壓環境後再隨原 油以采出液（production fluid)的形式采出後，此時采出液中存在的聚丙烯酰胺 大部分以部分水解聚丙烯酰胺的形式存在，水解度較大、分子量較低、粘度較低。 而汙水中的聚丙烯酰胺主要來自於聚合物驅油過程中注入的大量的部分水解聚 丙烯酰胺。
1.2含聚丙烯酰胺汙水的特點、處理現狀及麵臨問題
據有關資料報道，2011年，大慶油田聚合物驅油年產量已突破1300萬噸， 至2002年以來，大慶油田三次采油年產量已連續10年保持在1000萬噸以上， 約占大慶油田總產量的四分之一，大慶油田已成為世界上使用聚合物驅油技術最 大的采油基地[16];截止到2011年中旬，勝利油田利用聚合物驅油技術提高采收 率累積增油已達到2200萬噸[17]。
然而在聚合物驅油為各大油田提高原油產量的同時，也產生了大量的含聚汙 水，一般聚合物產出液含水率達在50%以上，有的甚至高達90%。在產出液油 水分離後產生的含聚汙水麵臨處理難題。
1.2.1含聚汙水的特點
由於含聚汙水中部分水解聚丙烯酰胺的存在，使得含聚汙水與一般的采油汙 水相比具有以下特點[18'19]:
部分水解聚丙烯酰胺存在增加了含聚汙水的粘度。一般含油汙水的粘度 與與純水粘度相近，而含聚汙水的粘度卻是一般含油汙水的粘度的4-6倍甚至更 高（由部分水解聚丙烯酰胺的含量決定，含量越高粘度越高），含聚汙水粘度的 增加使得汙水中含有膠體顆粒的穩定性增強，增加了攜帶懸浮物的能力，延長了 自然沉降的時間，並使懸浮物含量超標。
5
部分水解聚丙烯酰胺的存在使原油乳化能力增強，導致采出液油滴變小， 使其更穩定的存在於水中，而且使乳化油的含量升高，使油水分離效果變差，導 致油水分離後含聚汙水中原油的含量遠高於普通含油汙水。
聚丙烯酰胺的存在促進了含聚汙水中硫酸鹽還原菌（sulfate reducing bacteria，SRB)的生長，使其含量高於普通含油汙水，加重對設備的腐蝕。
部分水解聚丙烯酰胺的存在使得常規含油汙水處理過程中的過濾係統效 果變差，絮凝環節所需藥劑使用量變大，且處理效果變差。
與常規含油汙水相比，部分水解聚丙烯酰胺的存在降低了含聚汙水的可 生化性，使含聚汙水生物降解困難。
根據勝利油田某些區塊的汙水處理站所得含油汙水、化學預氧化生化處理油田含聚丙烯酰胺汙水研究,含聚汙水幾個主要指標 數據[19](表1-2-1)的對比可以看出，含聚汙水與常規的含油汙水相比，由於汙 水中聚丙烯酰胺的存在，原油、懸浮物及硫酸鹽還原菌含量遠高於常規含油汙水， 這就給後續處理帶來困難。
表1-2-1含聚汙水與常規含油汙水的對比
Table 1-2-1 The comparison of oil wastewater containing HPAM and common oil wastewater
聚丙烯酰胺原油含量懸浮物含量硫酸鹽還原菌含量
(mg.L-1)(mg.L-1)(mg.L-1)(cell-mL1)
含油汙水--17-3017-39560〜2500
含聚汙水45-70089 〜32023-2155000〜95000
1.2.2含聚汙水的出路
根據油田現有生產狀況，含聚汙水的出路主要有如下幾種[18'2()]:
處理後達標外排。由於含聚汙水中含有聚丙烯酰胺、原油，即使處理後達標 排放，依然會殘餘少量的聚丙烯酰胺、原油，也會對地表水造成一定的汙染， 從長遠來看，應盡量減少含聚汙水外排。
直接作為回注水回注油層。但由於聚丙烯酰胺的存在隻能回注高滲透的油 層，且與常規回注水相比，不但會增大注水泵壓、提高注水成本，而且對油 層有一定影響，還會使沿程汙染嚴重。
處理後達到回注水指標，作為回注水回注油層，可將含聚汙水循環利用。但 由於聚丙烯酰胺的存在，目前使含聚汙水達標回注較為困難。
處理後配製聚合物溶液。將含聚汙水處理後替代清水資源用來配製聚合物驅 油所用聚合物溶液。這不僅可以減少環境汙染，更可以節約清水資源，將含 聚汙水就地循環利用。但由於含聚汙水一般鹽度較高，而聚丙烯酰胺受鹽度 影響嚴重，使未經脫鹽處理後汙水配製的聚合物溶液的粘度達不到所用粘度 標準。
從長遠來看，將處理後的含聚汙水回注或者配製聚合物溶液均屬於汙水資源 化再利用，是今後含聚汙水處理兩個重要的發展方向。
1.2.3目前使用的去除工藝及問題
油田的含聚汙水處理目前仍采用普通含油汙水的物理去除處理方式：采出 水一般在經過物理沉降的油水分離後，通過曝氣浮選除油外加過濾兩個環節處 理，或單獨使用氣浮或過濾環節，另加添加破乳、絮凝藥劑加以輔助[18]。具體 工藝在除油或過濾環節采用不同的方式。圖1-2-1為油田某含聚汙水處理站含聚 汙水處理流程。如圖1-2-1所示，而含聚汙水通過曝氣加高效除油裝置除油後然 後再經過過濾係統過濾後便外排或者回注。此工藝流程的設計隻是為了去除殘餘 原油與懸浮物，未對聚丙烯酰胺做任何處理。而由於聚丙烯酰胺的存在，使原油、 懸浮物的自然沉降性能下降，穩定性增強，增加了油水分離的難度，使處理後原 油、懸浮物含量超標嚴重。
圖1-2-1油田含聚汙水典型的處理流程
Fig. 1-2-1 The typical processing plan of oil wastewater containing HPAM treatment
近幾年，油田汙水處理站將“OPS+磁分離”技術引入含聚汙水處理，用來提 高對汙水中聚丙烯酰胺及原油、懸浮物的去除。
OPS(Oil Physical Process System)是綜合物理除油係統技術，該係統的原理 是利用物理運動集聚破乳和除油及懸浮物，減少了係統對於化學藥劑的依賴[21]。 磁分離（CoMag)技術是已在在生活汙水中得到應用，原理是通過投加磁性物質， 增強絮凝效果，提高絮凝物的沉降速率與效率[22]。工藝流程見圖1-2-2。
圖1-2-2油田含聚汙水的“OPS+磁分離”處理流程 Fig. 1-2-2 The OPS & CoMag processing plan for oil wastewater containing HPAM treatment
目前該工藝已在勝利油田勝坨坨一站汙水處理站現場應用，日處理汙水 5000 m3。但該技術的缺點是產生的汙泥量大，且汙泥中含有大量的聚丙烯酰胺 與原油，後續處理困難，並對環境產生二次汙染[21]。
由以上可以看出，各油田對含聚汙水的處理主要采用物理除油加化學絮凝的 方法進行處理，對於聚丙烯酰胺、原油等有機物本身未有任何有效降解去除，這 些物質在環境中長存，依然會對環境產生汙染。
生物處理技術由於其環境友好無害化處理、成本低、易控製、效果好，已在 汙水處理行業得到廣泛應用。近年來，隨著生物處理技術在油田含油汙水處理中 的推廣應用[23]，油田含聚汙水的生物處理也逐漸成為人們研究的熱點。
汙水生物降解處理可分為好氧生物降解與厭氧生物降解兩大類[24]。好氧降 解是指通過主要以好氧微生物為主的微生物群體在有氧環境中生長繁殖，並以分 子氧為最終電子受體，將有機物代謝分解的過程。而厭氧生物降解是在無氧環境 下，主要以厭氧微生物為主的微生物群體，以硝酸鹽、硫酸鹽、鐵錳氧化態以及 部分有機物為電子受體，將有機物分解礦化[25]。部分兼性菌群可在有氧或無氧 條件下均可以對汙水中的有機物降解去除。油田含聚汙水生物降解處理的關鍵是 聚丙烯酰胺的降解去除，近年來研究者在聚丙烯酰胺生物降解方麵做了大量的工 作，並對聚丙烯酰胺的好氧及厭氧降解做了有益的探討。
1.3聚丙烯酰胺生物降解研究進展
由於聚丙烯酰胺極高的分子量及其特殊的分子結構，具有很強的生物抗性， 自上世紀70年代以來的一段時間內，對於各種離子型的聚丙烯酰胺能否被生物 降解以及分子骨架能否被利用國外研究者率先做了大量工作。
Suzuki等[26]研究了臭氧氧化前後非離子的聚丙烯酰胺被微生物利用的情 況。結果表明，不論是大分子的聚丙烯酰胺還是被氧化後的小分子片段都具有很 強的生物抗性。這種生物抗性作用不僅僅是由於其高分子量，還與它特有的分子 結構有關。Schumann和Kunst[27]研究了活性汙泥對陰離子聚丙烯酰胺以及陽離 子聚丙烯酰胺的降解，並用同位素（14C)標記的方式來表征降解程度。結果表 明，在好氧環境下活性汙泥對陰離子聚丙烯酰胺和888电子游戏官网都降解不顯 著（降解率小於2%)。同時也考察了在厭氧條件下活性汙泥中微生物對二者的利 用情況，也得到類似的結論。
後來研究者發現非離子（或陰離子）的聚丙烯酰胺的酰胺基可以被微生物利 用。Kay-Shoemake等[28'29]的研究表明土壤中的好氧微生物可將非離子的聚丙烯 酰胺可作為唯一的氮源來維持並促進其生長。Haveroen等[3()]研究表明陰離子的 聚丙烯酰胺可作為唯一氮源來維持產甲烷菌的活性並提高產甲烷量。
Grula等[31]研究了在厭氧與好氧條件下微生物對非離子、陰離子及陽離子聚
丙烯酰胺的降解作用。結果表明，無論是厭氧條件還是好氧條件，非離子、陰離 子聚丙烯酰胺都可以被微生物利用並促進微生物的生長，而陽離子的聚丙烯酰胺 表現出極強的生物抗性，無論是好氧還是厭氧條件下都不能被微生物利用。
而Chang等[32]的研究表明888电子游戏官网可以被微生物在好氧或者厭氧 條件下部分降解，化學預氧化生化處理油田含聚丙烯酰胺汙水研究,但微生物利用的都隻是被水解下來的陽離子基團，而其碳鏈骨 架卻沒有被降解。
對於交聯聚丙烯酰胺的降解，國外研究者也有涉及。Hollimana等[33]探討了 了交聯的聚丙烯酰胺凝膠被在土壤中微生物的降解，結果表明雖然對於微生物降 解，交聯聚丙烯酰胺凝膠表現出很強的生物抗性，但在土壤中微生物群落的共同 長期作用下也會發生緩慢的降解。其酰胺基可以作為氮源被微生物利用。
由於聚丙烯酰胺在國外主要是被用作水土保濕劑，因此國外研究者著重研究 的是聚丙烯酰胺對於土壤中對微生物的影響[34_36]。而隨著聚合物驅油在我國油田 的廣泛推廣應用，聚合物汙水的大量增長，含聚汙水的處理迫在眉睫，這使得國 內研究者在最近十幾年內開始對汙水中部分水解聚丙烯酰胺的生物降解作用展 開研究。
1.3.1聚丙烯酰胺的好氧降解研究
對聚丙烯酰胺有降解作用的好氧微生物比較多，對於細菌、放線菌、真菌利 用聚丙烯酰胺的研究都有報道。其中以細菌降解聚丙烯酰胺的研究最多（表 1-3-1)。
表1-3-1國內外對於好氧降解微生物降解聚丙烯酰胺的研究
Table 1-3-1 The study of HPAM biodegradation by aerobic microbes at home and abroad
Bao等剛PM-2與PM-3屬於芽孢
杆菌屬 好氧細菌部分水解聚丙烯酰 胺，分子量1700萬經過7 d的降解，混合菌對 對300 mg.L—1的聚丙烯酰 胺降解率可達36.3%
孫曉君等[41]產堿假單胞菌， 好氧細菌部分水解聚丙烯酰 胺24 h內對聚丙烯酰胺的降 解速率約為1 mg- (gMLSS-h)"1
包木太等[42]芽孢杆菌PM-1
好氧細菌部分水解聚丙烯酰 胺，分子量1700萬對於500 mgL_1的聚丙烯 酰胺，5d的降解後降解 率可達38.4%
李蔚等[43]假單胞菌 好氧細菌部分水解聚丙烯酰 胺，分子量1500萬對於500 mg_L_1的聚丙烯 酰胺，30 d粘度由18.6 mPa_ s 降低為 1.0 mPa_ s.
韓昌福等[~黃孢原毛平革菌 好氧真菌部分水解聚丙烯酰 胺，分子量大於 2000 萬對聚丙烯酰胺的降解率 可達50%
對濃度為l〇g_L_1聚丙烯
高年發等[45]降解菌G1 好氧細菌部分水解聚丙烯酰 胺酰胺,30°C降解10d，可 使聚丙烯酰胺降粘率達
29. 8%
張英筠等[46]3株好氧菌部分水解聚丙烯酰混合菌對lg^L；1聚丙烯
好氧細菌胺，分子量500萬酰胺降粘率可達89%
3株菌分屬於假單胞菌部分水解聚丙烯酰混合菌7d內對三種不同
李宜強等[47]屬、梭狀芽孢杆菌屬胺，分子量1000、分子量的lgC聚丙烯酰
兼性厭氧細菌1200、 1400萬胺降粘率在10~70%。
劉永建等™褐栗芽孢杆菌JHW-L
兼性厭氧細菌部分水解聚丙烯酰 胺，分子量1800萬對濃度為1 g_L_1聚丙烯 酰胺7d降粘率可達 91.4%
JHW- 1和JJH屬於芽孢
郝春雷等[49]杆菌屬，JHW-3屬於 梭狀芽孢杆菌屬，JJF 屬於假單胞杆菌屬部分水解聚丙烯酰 胺，分子量1800萬複合菌對濃度為1 g-I/1 聚丙烯酰胺7 d降粘率可 達61%
兼性厭氧細菌
10
研究者降解微生物 及所屬門類聚丙烯酰胺類別
Kunichika 等[37]降解菌A(成團杆菌） 和B (巨胞氮單胞菌） 好氧、兼性厭氧細菌非離子聚丙烯酰 胺，分子量200萬
Sutherland 等間白腐真菌 好氧真菌聚丙烯酰胺凝膠
蠟樣芽胞杆菌
wen 等[ ]EU439437、彎曲芽孢杆 菌 DQ837543部分水解聚丙烯酰 胺，分子量1600萬
好氧細菌
經過30 d降解，5株菌對
廖廣誌等™5株菌
兼性厭氧細菌部分水解聚丙烯酰 胺，分子量1500萬於500 mg_L_1的聚丙烯酰 胺粘度由18.6mPa.s降低
為 1.0〜2.1 mPa. s.
舒福昌等[51] 佘躍惠等[52]七株菌分別歸類於放線 杆菌綱，a-變形菌綱和 芽孢杆菌 細菌、放線菌部分水解聚丙烯酰 胺，分子量1600 萬12d後，混合菌對0.75~1 g-I；1聚丙烯酰胺降粘率 達 69~91%
高玉格等[53]17株混合菌屬於芽孢 杆菌屬、節細菌屬、黃 杆菌屬、不動細菌屬部分水解聚丙烯酰 胺，分子量約2000 萬對含lOOrngr1的聚丙烯 酰胺的汙水，9d HPAM去 除率達84.0%, COD去除
兼性厭氧細菌率達74.1%。
黃峰等[54]腐生囷 好氧細菌部分水解聚丙烯酰 胺，分子量1500萬對濃度為l〇g_L_1聚丙烯 酰胺30 d降粘率小於12%
1.3.2聚丙烯酰胺的厭氧降解研究
由於厭氧微生物種類也較少，能在厭氧條件下對聚丙烯酰胺有降解作用的微 生物種類更少，研究者對於厭氧微生物的降解研究主要集中在硫酸鹽還原菌、產 甲烷菌及部分兼性厭氧的細菌種群（表1-3-2)。
表1-3-2國內外對於厭氧降解微生物降解聚丙烯酰胺的研究
Table 1-3-2 The study of HPAM biodegradation by anaerobic microbes at home and abroad
研究者降解菌種群及門類所用聚丙烯酰胺種類對聚丙烯酰胺降解性能
Haveroen 等[55]產甲烷菌 厭氧古菌部分水解聚丙烯酰胺聚丙烯酰胺的酰胺基可被 廣甲焼菌利用，提局了其 甲烷的性能。
Wei 等[56]雙酶梭菌H5 兼性好氧細菌部分水解聚丙烯酰胺對500 mg.L—1聚丙烯酰胺 降解率可達52.5%
程林波等[57]硫酸鹽還原菌，部分水解聚丙烯酰胺，分對聚丙烯酰胺去除率在
厭氧古菌子量1900萬35 〜45%
黃峰等t58_6W硫酸鹽還原菌， 厭氧古菌部分水解聚丙烯酰胺，分 子量1500萬對濃度為1 g^i/1聚丙烯酰 胺7d降粘率可達19. 6%。
劉永建等[61]褐栗芽孢杆菌 JHW-31
兼性好氧細菌部分水解聚丙烯酰胺，分 子量1800萬對濃度為1 gi4聚丙烯酰 胺7d降粘率可達92.1%
11
魏利等[62]腸杆菌18，
兼性好氧細菌部分水解聚丙烯酰胺20d對濃度為60〇1邱.1/
聚丙烯酰胺降解率為 63.17%,
魏利等[63]斯提柯蘭氏梭狀菌 CMW,
兼性好氧細菌部分水解聚丙烯酰胺經過48 h,使聚合物的粘度 由接種時的18.5 mPa*s到 8.6mPa.s，480h 降至的 l.lmPa.s
魏利等[64]Anaerofilum pen-tosovorans A9 兼性好氧細菌部分水解聚丙烯酰胺經過20d對500mg.L_1聚 丙烯酰胺降解率為61.2%
以上研究者主要探討了對單一聚丙烯酰胺的降解，而對於聚丙烯酰胺與原油
共同降解較少。李巍等[43]、廖廣誌等[5()]雖然對含聚汙水中聚丙烯酰胺及原油的 生物降解做了探討，但隻是研究了生物降解對聚丙烯酰胺及原油去除作用，而對 於聚丙烯酰胺與原油共存對二者（原油/聚丙烯酰胺）各自被生物降解的影響沒 有涉及。在各研究中雖有對聚丙烯酰胺的生物降解過程進行探討[47_49]，但均處於 初步階段，至今仍未形成較為明確的聚丙烯酰胺生物代謝機理。
以上研究中對於聚丙烯酰胺降解的評價大多采用粘度法，聚丙烯酰胺粘度降 低的影響因素很多[65]，並不是單純的生物降解影響；而且粘度的降低有時候隻 是聚丙烯酰胺由大分子斷裂為為小分子，而對於其主鏈降解去除有限，實際聚丙 烯酰胺含量變化較小，對聚丙烯酰胺真正的降解去除率較低[66]。因此，由國內 外的研究結果可以表明，聚丙烯酰胺屬於難生物降解的物質，化學預氧化生化處理油田含聚丙烯酰胺汙水研究,不論是好氧或厭氧 環境下，對於聚丙烯酰胺的生物降解所需時間長且降解率均不高。這也是製約生 物降解方法處理實際含聚汙水的最重要的因素。因此需要利用其它的方式來提高 聚丙烯酰胺及含聚汙水的可生化性。
1.4提高含聚汙水可生化性 1.4.1提高含聚汙水可生化性手段
國內外研究者利用各種方式包括紫外光降解、臭氧氧化降解、Fenton氧化降 解的方式來提高聚丙烯酰胺的可生物利用能力（表1-4-1)。
表；l-4-i對聚丙烯酰胺可生化性的提高的研究
研究者
提高聚丙烯酰胺可生化 性的手段
對聚丙烯酰胺生物降解的影響
Table 1-4-1 The study of HPAM biodegradable improvement
rrft71無論是在厭氧還是在好氧條件下，對
E!l-Mamouni等]紫外光預降解
於紫外光降解後的聚丙烯酰胺微生物
Eubeler 等[68]紫外光預降解也難以全部利用，但好氧菌的利用率 高於厭氧菌
可提高微生物的利用率
Suzuki 等[[26]臭氧氧化臭氧氧化後聚丙烯酸鹽（聚丙烯酰胺
Bao等網Fenton氧化氧化後的產物）的可生化性顯著提高。 1 g-L_1的聚丙烯酰胺在Fenton試劑氧 化後其BOD5 /COD的值由0.1上升到
Wen 等[39]0.4，可生化得到很大改善 合適的底物可以刺激微生物的快速生 長，加入5% wt的葡萄糖底物可以加
Eubeler 等[68,70]加入合適底物共代謝速HPAM的降解速度，但不影響
HPAM最終的降解率
Fenton氧化對可生化性的提高
在各種提高可生化性手段中，Fenton氧化由於操作簡單、費用較低、兼具絮 凝沉降功能，已被廣泛利用在其他有機物及汙水處理中，且可生化性提高顯著(表 1-4-2)。
表1-4-2 Fenton氧化對汙水可生化性改善的研究
Table 1-4-2 The study of wastewater biodegradable improvement by Fenton oxidation
研究者有機物/汙水類型對汙水可生化性的改善
Kajitvichyanukul 等[71]醫院廢水對於COD值為1350 mgr1的廢水氧化處理後使 BOD5 /COD 值從 0.30 升至 0.52
Morais 等[72]城市垃圾滲透液對於COD值為5200 mg_L4的垃圾滲濾液氧化處理 後使BOD5 /COD值從0.13升至0.37
Lopes 等[73]發酵甘油生產提取 廢水對於COD值為13500 mgr1的廢水氧化處理後使 BOD5 /COD 值從 0.20 升至 0.50
吳堅紮西等[74]酸性玫瑰紅B印 染廢水對於COD值為340 mgi4的印染廢水氧化處理後使 BOD5 /COD 值從 0.06 升至 0.46
楊新萍[75]有機氯農藥廢水對於COD值為1320 mgi4的農藥廢水氧化處理後 使 BOD5 /COD 值從 0.05 升至 0.22
曹揚等[76]聚乙烯醇對於COD值為2755 mg.L-1的汙水氧化處理後使 BOD5 /COD 值從 0.10 升至 0.70
劉瓊玉等[77]苯酚廢水對於COD值為1244 mgi4的苯酚廢水氧化處理後 使 BOD5 /COD 值從 0.10 升至 0.32
Fenton氧化手段是指用Fenton試劑（H202與Fe2+聯合使用）對有機物質的
13
去除。Fenton氧化對水中汙染物的高效去除去除歸因於兩種作用：一是自由基 氧化，二是絮凝沉澱。自由基氧化是指H202在Fe2+催化作用下，產生羥基自 由基（_0H)，由於_0H的氧化還原電位高達2.8V[78]，因此具有很強的氧化能 力進而發生自由基氧化[79]。另一方麵，反應過程中Fe2+也會被氧化為Fe3+，從 而生成Fe(OH)3, Fe(OH)3具有強烈的絮凝與吸附作用，Fe(OH)3在沉澱絮凝過 程中也會將水中的有機物部分去除[8()]
根據已有文獻[81' 82]推測聚丙烯酰胺及原油的Fenton氧化過程的自由基機理 可能如下(PH代表聚丙烯酰胺及原油等有機物，F代表低分子片段)：
鏈的引發
Fe2+ + H202 —► Fe3+ + OH' + -OH(l-l)
Fe3+ + H202 —► [Fe(III)( H02)]2+ + H+(1-2)
[Fe(III)( H02)]2+ —► Fe2+ + H02-(1-3)
鏈的傳遞
PH + OH —► P- +H20(1-4)
P.十〇2 ► P〇2'( 1-5)
2P〇2' —► PO-O-O-O-O-P(1-6)
PO-O-O-O-O-P —► 2P0* + 〇2(1-7)
PO* —► F- + F(1-8)
F•十〇2 —► F〇2.(1-9)
鏈的中止
H〇2.十 H〇2►H2O2 + 〇2 ^(1-10)
Fe2+ + -OH —► Fe3+ + OH'(l-ll)
Fe2+ + H02- —► Fe3+ + OH2'(1-12)
Fe3+ + H02- —► Fe2+ + H+ + 02 t(1-13)
對於Fenton氧化聚丙烯酰胺[84_'原油[88_^的文獻已有報道，但對於二者
14
共存時Fenton氧化對二者的去除卻鮮有研究，原油、聚丙烯酰胺共存對Fenton 氧化去除聚丙烯酰胺/原油的影響未見探討。
Fenton氧化與生物降解聯用的應用
由於Fenton氧化可以提高汙水的可生化性，因此將Fenton氧化與生物降解 聯用處理成為去除汙水中有機物的有效手段，目前，Fenton預氧化一生物降解 聯用處理技術已應用於其他汙水處理中，並取得了較好的處理效果（表1-4-3)。 表1-4-3 Fenton氧化與生物降解聯用處理汙水的研究
Table 1-4-3 The study of wastewater treatment by Fenton oxidation combined with biodegradation
研究者有機物/汙水類型聯用組合Fenton氧化對
可生化性提高Fenton預氧化
生物降解聯用處理 效果
Wang 等[93]表麵活性劑廢水Fenton氧化-活性汙
泥0.3提局到0.6進水濃度為1652〜 2412 mg-L-1 對 COD
的去除率達94%。
徐穎等[94]染料中間體廢水Fenton氧化-水解酸
化-好氧0.03提高到0.3COD總去除率達到 94%，使出水達到二 級標準
陳思莉等[95]含甲醛和烏洛托 品的模擬廢水Fenton氧化-生物接
觸氧化提局到0.5廢水COD去除率高 達94%，處理後出水 COD 小於 70 mg.L_1
進水濃度為
鄧征宇等[96]苯酚製藥廢水Fenton氧化-水解酸
化-生物接觸氧化1151-1933 mg.L-1，處 理後降到2 mgi4以
下
進水COD為
馮斐等[97]增塑劑生產廢水Fenton氧化-水解酸
化-活性汙泥6000-8000 mg.L-1，處 理後降到500 mg-I/1
以下
許勁等[98]高鹽廢水Fenton氧化-水解酸
化-生物接觸氧化出水各項指標達到 汙水綜合排放標準 三級標準
徐星[99]硝基苯胺類農藥 廢水Fenton氧化-水解酸
化-生物接觸氧化出水COD小於100 mg.L-1、懸浮物小於 70 mg.L1
15
由以上可以看出，Fenton預氧化與生物降解聯用技術具有廣泛應用前景，而 且對汙水中難降解的有機汙染物具有顯著的去除作用，而對於Fenton預氧化與 生物降解聯用處理含聚汙水的研究較少。因此，本論文擬采用Fenton預氧化與 生物降解聯用處理含聚汙水，提高汙水中聚丙烯酰胺及原油、懸浮物等物質的去 除率。生物降解處理階段擬采用水解酸化與好氧降解連續處理。這是由於由於含 聚汙水中的聚丙烯酰胺與原油（特別是聚丙烯酰胺）由於可生化性差，在純粹好 氧/厭氧降解條件下降解效率較低。厭氧降解（水解酸化階段）的特點是可將大 分子物質分解為小分子物質，提高難降解有機物的可生化性，但時間較長，好氧 降解的特點是易於將小分子的有機物快速分解使其礦化，但對大分子有機物利用 能力較差[1()()]，因此可以結合兩者特點，先利用水解酸化將聚丙烯酰胺與原油變 為分子量較小的片段，然後再利用好氧降解將這些片段分解從而達到去除的目 的，並提高了利用效率。由表1-4-3可以看出，對於難降解的汙水，大部分生物 降解階段都采用水解酸化與生物接觸氧化兩個階段連續處理。
1.5論文研究內容
1.5.1學術構想與主要研究內容
從含聚汙水中篩選出功能降解菌，對菌株降解含聚汙水的效果進行評價，優 化其營養及降解條件，並探討其對聚丙烯酰胺、原油降解特性；再將功能降解菌 株投加到活性汙泥中提高活性汙泥的降解性能，利用汙泥對汙水進行模擬處理， 並利用化學氧化（Fenton氧化）提高汙水的可生化性；在優化參數獲得最佳的處 理效果基礎上，利用Fenton預氧化一生化對實際含聚汙水進行處理小試實驗。 1.5.2論文的特色與創新
功能降解菌對聚丙烯酰胺的代謝機理研究；
聚丙烯酰胺與原油共存對生物降解及Fenton氧化的影響；
Fenton氧化與生化聯用處理含聚汙水的可行性分析及試驗。
1.5.3實驗技術路線框圖
擬定了本論文的實驗技術路線框圖，如圖1-5-1所示。
16
圖1-5-1論文實驗技術路線框圖 Fig. 1-5-1 The experiment technology line diagram
2論文研究材料與方法
2.1實驗材料 2. 1.1聚丙烯酰胺及原油及含聚汙水樣品
實驗所用聚丙烯酰胺樣品為部分水解聚丙烯酰胺（在本論文中以下均簡稱聚 丙烯酰胺，無特殊說明聚丙烯酰胺均代指部分水解聚丙烯酰胺）由山東東營勝利 油田采油工藝研究院提供，分子量960萬，水解度30%，固含量90%。
原油來自勝利油田某區塊產出原油，粘度為22.2mPa_s (50°C dOrmin—1)， 密度為 0.855 g^m—3。
含聚汙水水樣來自勝利油田某區塊聚合物驅後產出液油水分離後的汙水。其 主要水質指標如下：
表2-1-1含聚汙水主要的水質指標
Table 2-1-1 The main water quality of oil wastewater containing HPAM
COD
(mg.L-1)聚丙烯酰胺濃度
(mg.L-1)原油含量 (mg.L-1)懸浮物含量 (mg.L-1)硫酸鹽還原菌 (104cell.mL_1)
1532士 174470士 23213 士 45105 士 121.5 士 0.5
BOD5pH總N (mg.L-1)總P
(mg.L-1)鹽度
(mg.L-1)
185 士 327.56 士 0.022.75 士 0.741.14 士 0.1710567士476
由表2-1-1可知，此含聚汙水水樣的特點為COD高、鹽度高、氮磷含量低， 可生化性低（BOD5/COD僅為0.12)，生物降解困難。造成此含聚汙水可生化性 低的因素有：含有高濃度的聚丙烯酰胺、殘餘原油，氮磷含量低，礦化度高。
表2-1-2油藏注水水質推薦標準部分指標（SY/T5329-94) [KU]
Table 2-1-2 The partial clastic resen^oir of injected water quality index and recommended analysis
method (SY/T5329-94)
注入層平均空氣滲透率pn2<0.100.1〜0.6>0.6
標準分級A1A2A3B1B2B3ClC2C3
懸浮固體含量，mg.L_1<1.0<2.0<3.0<3.0<4.0<5.0<5.0<7.0<10.0
控製 原油含量，mg.L_1<5.0<6.0<8.0<8.0<10.0<15.0<15.0<20<30
指標
硫酸鹽還原菌菌，
0<10<25〇<10<25〇<10<25
cell-mL"1
表2-1-3山東省半島流域水汙染物綜合排放標準部分指標（DB37/676-2007) [ira] Table 2-1-3 The partial Shandong peninsula river basin water comprehensive pollutant discharge
standards (DB37/676-2007)
標準分級一級標準二級標準
COD, mg/L<60<100
控
製 BOD5，mg/L<20<30
^ 原油含量，mg/L<3.0<5.0
標
懸浮固體含量，mg/L<50<70
表2-1-2與表2-1-3是油藏注水水質推薦標準和山東省半島流域水汙染物綜 合排放標準部分指標。為滿足汙水處理後達到油田水回注或外排需求，本論文結 合兩個標準在含聚汙水降解處理過程中著重考察以下指標的去除：COD、聚丙 烯酰胺濃度、原油含量、懸浮固體含量、硫酸鹽還原菌菌含量。
本論文將從篩選功能降解菌開始入手，考察其對聚丙烯酰胺和原油的降解效 率，並通過添加氮磷營養源，改善汙水的可生化性，提高對汙染物質的去除效率。 2. 1.2培養基
模擬含聚汙水培養基:原油0.3 g^L；1，聚丙烯酰胺0.5 g^L'NaNCb 0.1 g^L；1， KH2PO4I.O g-L'1, K2HPO4 l.Og-L'1, MgS04 0.2 g-L'1, CaCl2 〇.〇5 g-L'1, NaCl 5 g-I；1，酵母浸粉O+OSgl1，微量元素液lmL_L_1[2()]，pH值自然。
富集培養基：蛋白腖10 gt1，牛肉浸膏3 g^L；1，NaCl 5 gO/1，pH值調至
7.2。
固體培養基：在以上液體培養基中加入20 g^L/1的瓊脂，滅菌後冷卻製得平 板。
培養基均滅菌後使用，滅菌溫度121 °C，滅菌時間為20 min。
2.2主要的儀器及設備
表2-2-1主要的儀器設備的型號、生產廠家及主要用途
Table 2-2-1 The model, manufacturer and main application of the instruments and equipments
儀器名稱廠家主要用途
DSHZ-300水浴恒溫振蕩器江蘇太倉市實驗設備廠培養微生物（搖瓶實驗)，Fenton 氧化搖瓶實驗
SHP-150生化培養箱上海山連實驗設備有限公司培養微生物（固體培養基）
YT-CJ-IND淨化工作台北京亞泰科隆實驗科技開發中心微生物的接種、分離等無菌操作
LDZX-50FAS壓力蒸汽滅菌鍋上海申安醫療器械廠培養基滅菌
19
pH計HANNA instrument, USA測定樣品pH值
YS100顯微鏡日本尼康微生物樣品的觀察
DHG-9053恒溫幹燥箱上海山連實驗設備有限公司樣品幹燥
721型分光光度計上海第三分析儀器廠測定樣品的吸光度
UV2450型紫外可見分光光度計曰本島津測定樣品的吸光度
Neofuge 18R台式冷凍離心機香港力康生物醫療科技控股有限 公司微生物等樣品的離心分離
BIOTECH-10JGZ 發酵罐上海保興生物設備工程有限公司微生物的發酵培養
ACO-003曝氣泵廣東日生集團有限公司活性汙泥培養提供氧氣
BT3001J蠕動泵保定蘭格恒流泵有限公司流動進液
DI2500 COD快速測定儀美國HACH公司樣品COD的測定
ET99724A-6型BOD分析測定儀德國Lovibond公司樣品BOD的測定
KYKY-2800B掃描電鏡北京中科科儀技術發展有限責任 公司生物樣品的形態學觀察
TENSOR 27紅外光譜儀德國布魯克光譜公司樣品的紅外光譜分析
Maxis UHRTOF 質譜儀德國布魯克•道爾頓公司樣品的降解產物分析
GC-2010氣相色譜儀（GC-FID)日本島津公司原油樣品烷烴組分分析
GC-MS-QP2010氣質聯用儀日本島津公司原油樣品芳烴及生物標誌物組 分分析
2.3檢測與評價方法
2.3.1含聚汙水中主要檢測指標的評價方法 2.3.1.1聚丙烯酰胺的評價
COD評價指標
COD (chemical oxygen demand)即化學需氧量，是指單位體積水體中還原
性物質（各種有機物、低價態的無機物等）被氧化劑氧化後所消耗的氧化劑的用 量，換算成氧的質量，通常是用質量濃度表示（單位mgt1) [1()3]。COD的測定 目前常用的有高錳酸鉀法（CODMn)和重鉻酸鉀法（COD&)兩種，對於COD 濃度較大（>1〇〇 mgt1)、水質複雜的的水體的測定通常采用重鉻酸鉀法[1()4]。 本論文中水樣中COD的測定均采用重鉻酸鉀法，在文中若無特殊說明，COD值 皆是由重鉻酸鉀法測定。由於本論文實驗中氯離子的含量較高，采用1^804來 掩蔽氯離子的影響。
在實驗過程中測定生物降解後樣品的COD時，需用台式冷凍離心機在離心 力為15000><§、離心時間為15 111丨11、離心溫度為41：條件下離心去除菌體，取上 清液測定。測定Fenton氧化後樣品的COD時，需用需用台式冷凍離心機在離心
20
力為9000xg、離心時間為15 min、室溫條件下離心去除沉澱後取上清液測定。
同時，COD也是評價汙水中所有有機物含量的重要指標。COD的改變可代 表汙水中有機物含量的變化，汙水COD的測定為無預處理直接取樣測定。
濃度含量評價指標
聚丙烯酰胺的濃度含量的測定采用油田中常用測定方法:澱粉——碘化鎘法
[15]
O
測定生物降解樣品和Fenton氧化後樣品的的濃度時，也需離心後取上清液 測定。
水解度評價指標
水解度測定采用GBI2005.6-89中的測定方法：甲基橙——靛藍二磺酸鈉作 為指示劑的鹽酸滴定法[1()6]
聚丙烯酰胺樣品的紅外光譜的測定
將不同作用後的聚丙烯酰胺溶液在50°C條件下用旋轉蒸發儀濃縮至l-2mL， 然後在50°C幹燥箱中幹燥，將幹燥後的聚丙烯酰胺樣品在幹燥器中保存待測。 模擬汙水中若含有原油，則將原油用石油醚完全萃取後將剩餘的水樣旋蒸濃縮； Fenton氧化後的聚合物溶液則先將沉澱減壓過濾除去後再用旋轉蒸發儀濃縮。
飛行時間質譜測定聚丙烯酰胺產物
采用飛行時間質譜儀（Maxis UHRTOF)測定不同作用（生物降解、Fenton 氧化以及Fenton氧化一生物降解聯用）後的聚丙烯酰胺產物。所有樣品均需 離心後取上清液再用濾膜過濾（孔徑為0.22 pm)後測定
所用的飛行時間質譜儀的測定參數如下：流動相為甲醇：乙腈=1:1，離子源 類型：電噴霧離子源，離子極性：正極性，噴霧劑設置：1.0 Bar，無聚焦，毛 細管電壓4500 V，蒸發加熱器溫度：180 °C，掃描質荷比範圍300〜2900 m/z， 載氣流量：6.0L_min_1，終板電位：-500V，碰撞細胞射頻：2500.0Vpp。
2.3.1.2原油的評價
原油含量測定
原油含量是指在酸性條件下水中可以被汽油或石油醚萃取出的石油類物質 的含量。原油含量的測定有紫外分光光度法、重量法、氣相色譜法、紅外光譜法 等，本論文主要采用紫外分光光度法，參照文獻[107，108]方法測定。
原油各組分的氣相色譜分析
利用氣相色譜法考察不同作用後（生物降解、Fenton氧化以及Fenton氧化 ——生物降解聯用）後原油各主要組分（烷烴、芳烴）的變化。采用內標法，利 用GC-FID測定烷烴各組分，利用GC-MS測定各芳烴，以此考察原油生物降解 或化學降解的特性。
21
正構烷烴采用的是C24D5〇作為內標，多環芳烴采用的是D14-三聯苯作為內 標。氣相色譜條件與文獻sun等[1()9]相同，質量控製參照文獻Wang等[11'
內標法定量計算公式為：
(2-1)
A美
An■Wn(2-2)
An-RRF-Ws
公式中各符號所表示的意義：
為標中待測組分的積分峰麵積；
dei為樣品中待測組分的積分峰麵積；
，為標準中加入的內標的積分峰麵積；
為樣品中加入的內標的積分峰麵積；
c為樣品中待測組分的濃度；
%。為標準中待測組分的質量；
砂"K，為標準中加入的內標的質量；
灰n為樣品中加入的內標的質量；
階為樣品的總質量。
原油樣品的紅外光譜的測定
將不同作用後的原油用石油醚、無水硫酸鈉幹燥後，取微量原油用KBr壓 片後，測定其紅外光譜，與氣相色譜的結果相結合來考察降解作用對原油的影響。 2.3.1.3懸浮物的檢測
懸浮物含量的檢測
懸浮物（suspended solids，SS)是指在水中懸浮時間很長的固體顆粒。包括 有機物、不溶於水中的無機物（泥砂、黏土等）、微生物（細菌、原生動物、藻 類等）以及微生物的代謝產物等。水中懸浮物含量是衡量水體汙染程度的指標之 一 [111]。本論文中水質中懸浮物的含量采用8丫-15329-1994[1()1]中的定義，是指 水樣通過濾膜（孔徑0.45pm)，並用石油醚衝洗去原油後，截留在濾膜上的物質。 其含量測定是將截留在濾膜上的物質於在溫度為103〜105°C條件下烘幹至恒重 後的質量，單位為rngt1。
懸浮物樣品的紅外光譜分析
22
將不同作用後的含聚汙水水樣按照1)懸浮物含量的檢測中的方法獲得懸浮 物的固體，研磨後用KBr壓片測定其紅外光譜。以考察不同作用對懸浮物的影 響。
2.3.2.4細菌數量的測定方法
細菌數量的測定采用鏡檢法和平板計數法相結合[66]。
2.3.1.5硫酸鹽還原菌的檢測
硫酸鹽還原菌測定采用硫酸鹽菌測試瓶（MPN法）測定。
2.3.2活性汙泥的評價方法
2.3.2.1活性汙泥常規檢測指標[112’ 1131
汙泥沉降比(SV30)
將1L混合均勻的活性汙泥混合液迅速置於1L量筒中靜置30 min後沉澱汙 泥的體積與混合液體積之比即為汙泥沉降比，單位：％。
汙泥體積指數（SVI30)
在測定汙泥沉降比SV3Q時，濕汙泥所占體積與相應的汙泥烘幹後的質量之 比，單位mL_g'
汙泥濃度(MLSS)
取一定量的活性汙泥液用定量濾紙過濾後烘幹至恒重。汙泥質量與混合液的 體積比即為混合液汙泥濃度，單位：mg^L；1。
揮發性汙泥濃度(MLVSS)
將3)中烘幹後的汙泥在馬福爐內600°C灼燒2h後，減去殘渣所得的質量與 與混合液的體積比值即為揮發性汙泥濃度，單位mg^L；1。
2.3.2.2活性汙泥中的生物相檢測
取少量汙泥，在普通光學顯微鏡（尼康YS100)下觀察。
2.3.2.3汙泥樣品的T-RFLP分析
采用末端限製性酶切片段長度多態性分析方法（terminal restriction fragment length polymorphism, T-RFLP)來表征汙泥中細菌群落的變化。取少量汙泥然後 放入滅菌後的離心管裏，加入10 mL無菌磷酸鹽緩衝溶液[2()]加幾粒玻璃珠後放 入漩渦振蕩器上振蕩30min，將汙泥打碎使微生物釋放出來，將振蕩後的上清液 用冷凍離心機4°C、15000xg，離心15min獲得菌體，再加入磷酸鹽緩衝溶液離 心3次去除其他有機物。用DNA提取純化試劑盒（天根生化科技（北京）有限 公司）提取DNA，用PCR儀（Bio-RAD，美國）對獲得的DNA進行16S rDNA 擴增。擴增的引物為通用引物，但一端用熒光標記。引物如下：
E27F-FAM： 5，-FAM- AGA GTT TGA TCC TGG CTC AG-3，
1541R：5，- AAG GAG GTG ATC CAG CCG CA-3’
23
PCR擴增程序設置與純化方法與文獻[2()]相同。按照文獻[2()]方法將純化後的 PCR產物用兩種限製性內切酶MSPI與RSAI進行酶切。將酶切後的產物進行脫 鹽處理後，用毛細管電泳儀測序（由上海基康生物技術有限公司完成），獲得的 熒光譜圖用並用peak scanner軟件進行片段多態性分析.
2.3.3含聚汙水中主要指標物質對C0D的貢獻 2.3.3.1各指標物質的估算公式
聚丙烯酰胺
采用POD作為聚丙烯酰胺含量與其COD之間的換算因子，根據汙水中的 聚丙烯酰胺的濃度換算出聚丙烯酰胺的耗氧量，以此表征其對COD的貢獻：
CODHPAM =P〇DXWHPAM(2-3 )
由於聚丙烯酰胺是超大分子量大的線性水溶性高分子，很難被重鉻酸鉀完全 氧化。其實測COD&與理論COD差別很大。
實驗所用聚丙烯酰胺樣品分子量為500萬，水解度為30%。固含量為90%。 根據圖1-1-2中聚丙烯酰胺的分子式可以算出，則x=0.7, y=0.3, z=7.01xl〇7。則 本實驗中聚丙烯酰胺的分子式為：
「H H -n
I IH H
r 1 1 n
c——ci i
H J：=〇n 7o——c — I 1
H C=0
L 1」v/. 1L 1 _J0. 37.
NH2OH
圖2-3-1本論文實驗所用聚丙烯酰胺的分子式 Fig.2-3-1 The molecular formula of HPAM used in this experiment
完全氧化時，按照以下產物計算：
C3H5ON + 5〇2 —► 3C〇2 +2H20 + HN03(2-4)
C3H5OH + 3〇2 —► 3C02 +2H20(2-5 )
則COD Si6=1.7766m，m為聚丙烯酰胺的質量濃度，單位mg.!/1。
配製了 50、100、500、1000、1500、2000 mgl/1的聚丙烯酰胺溶液，測定 了不同濃度下的聚丙烯酰胺溶液的COD值，結果如圖2-2-1。
24
圖2-3-2聚丙烯酰胺的理論COD與實測CODCr Fig. 2-3-2 The theoretic and measured COD values of HPAM
由圖2-3-2可以看出隨濃度的增加，實測COD與理論COD的絕對差值越來 越大。實驗結果表明實測COD與實際濃度成正比例關係（大約1:1)，實測COD 約是理論COD的56%，即重鉻酸鉀對聚丙烯酰胺溶液的氧化率為56%。
根據圖2-3-2采用POD經驗值為1.0。
原油
采用ThOD作為原油含量與其COD之間的換算因子，根據汙水中的油含量 換算出石油烴的耗氧量，以此表征其對COD的貢獻：
COD〇ii =ThODx»7〇ii(2-6)
本論文采用ThOD值為文獻[114]經驗值3.3。
懸浮物
采用SOD作為懸浮物含量與其COD之間的換算因子，根據汙水中懸浮物 的含量換算出懸浮物的耗氧量：
CODss = SODxWss(2-7)
采用文獻經驗值[114]，以SOD值0.16為依據估算懸浮物的COD值。
2.2.3.2聚丙烯酰胺、原油及懸浮物對含聚汙水的COD的貢獻
根據以上公式2-3、2-6、2-7及表2-1-1中的數據計算可得，聚丙烯酰胺、 原油、懸浮物對含聚汙水的COD的貢獻為（470+213x3.3+105x0.16) =1190 mg.U1，由此可見，聚丙烯酰胺、原油、懸浮物三項指標對COD的貢獻可達77.7 %，含聚汙水COD的去除主要依賴聚丙烯酰胺、原油、懸浮物三項指標的降低。 其餘22.3%的COD的貢獻來自於水中其他有機物、微生物、氨氮等的貢獻。
25
2.2.3.3含聚汙水中COD的測定誤差降低方法
由於含聚汙水中的原油、懸浮物的取樣不均造成COD的測定誤差較大，本 論文采用文獻[115]的方法減少取樣誤差。
26
3功能菌的篩選及生長特性研究
Eubeler等[68' ™]的研究表明，利用合適的微生物可提高聚丙烯酰胺等水溶性 聚合物的降解率，通過改變因素參數：如溫度、鹽度、pH等，或者預馴化適應 的生物體等都可以加速聚丙烯酰胺的降解。因此，尋找高效降解聚丙烯酰胺和原 油的功能菌，最便捷的途徑就是篩選分離能在含聚汙水中生存的微生物，然後加 以馴化培養以達到對聚丙烯酰胺、原油的有效去除的目的。
3.1功能菌的篩選、鑒定
3.1.1實驗方法 3.1.1.1菌株的分離
取5mL油田含聚汙水接種到lOOmL富集培養基中，放入溫度為35 °C、轉 速為160 rmiiT1的恒溫水浴振蕩器中培養3天後接入模擬含聚汙水培養基培養在 同樣培養條件下培養7d，然後按接種體積為SmL^lOOmLy1轉接入新的模擬含聚 汙水中培養7d培養基中，如此再重複接種培養2次後在平板上塗布培養分離。 分離得到的菌株用平板純化後轉入甘油管中在低溫冰箱（-80°C)保存。
將分離出的菌株進行純化培養後，根據其形態特點，借助生理生化實驗、16S rDNA測序技術進行鑒定。
3.1.1.2菌株的形態學觀察及生理生化性質測定
按照《常見細菌係統鑒定手冊》[116]及《伯傑細菌鑒定手冊（簡明第八版)》 [117]中的方法對篩選的細菌進行生理生化性質測試，並對各菌株的形態進行掃描 電鏡拍攝用以形態學觀察。
3.1.1.3菌株形態的掃描電鏡樣品製備
將各菌株在固體培養基中用蓋玻片做插片培養2 d。將培養好的黏附在蓋玻 片上的菌落用鋨酸一戊二醛固定後，然後酒精梯度脫水、液體二氧化碳臨界點 幹燥後用掃描電鏡拍攝細菌菌株照片。
3.1.1.4菌株測序
將純化好的菌株在富集培養基中培養24 h後用低溫冷凍離心機4°C、離心力 為15000xg條件下離心獲得菌體，用磷酸鹽緩衝溶液衝洗離心三次去除培養基後 用DNA提取純化試劑盒（天根生化科技（北京）有限公司）提取DNA，用PCR 儀（Bio-RAD，USA)對獲得的DNA進行16S rDNA擴增後測序（測序由南京 金斯瑞生物科技有限公司完成）。
3.1.1.5序列同源性比對及係統發育樹構建
將獲得的16S rDNA序列上傳至美國GenBank獲得GenBank登記號。用 BLAST工具將各株菌的序列與基因數據庫比對，選取9-10個同源性的序列（序
27
列最大相似性298%)在Mega 4.0軟件用Clustal WJ：具按照最大同源性原則進 行多重序列比對，.然後將比對結果采用鄰位連接法(Neighbour-Joining, NJ)建立 各個同源性序列係統進化樹[62-64]，並用Bootstrap test和Interior branch test雙檢 驗來驗正係統發育樹的可信度。依據建立的係統發育樹和已有的生理生化性質來 推斷各菌株的屬種。對於可信度不高的發育樹，釆用最大簡約性法(Maximum Parsimony methods，MP)建立係統發育樹來輔助判斷。
3.1.2實驗結果與討論 3.1.2.1菌株篩選分離結果
從含聚汙水中篩選分離出6株功能降解菌，分別命名為PAM-1、PAM-2、 PAM-3、PAM-4、PAM-5、PAM-6。按照3.1.1.2中的方法進行菌株的形態學 觀察和生理生化性質測試，並按照3.1.1.4中的方法將分離的各單株菌富集培養 後提取DNA, 16Sr DNA PCR擴增後測序，6株菌的序列如附錄1-1所示.D 3.1.2.2菌株生理生化測試及16SrDNA測序結果分析
PAM-1
PAM-1菌體為杆狀，較為粗壯，在顯微鏡下觀察菌體的大小為0.8〜 I.4拜><2.4〜4.〇拜，，短鏈狀排列（圖3_1-1);革蘭氏染色呈陽性，有芽孢，有 鞭毛，培養30 h以上便可釋放出卵圓形的孢子；在牛肉膏蛋白腖固體培養基表 麵，菌體形成不透明的較大的圓形白色菌落，菌落幹燥，邊緣不規則、無暈環， 中間突起（圖3-1-2);好氧，葡萄糖氧化發酵型，能水解澱粉和纖維素，，能以乙 酸鈉、檸檬酸鈉、乳酸鈉等有機酸的鈉鹽為碳源，，甲基紅實驗、、明膠液化、接 觸酶氧化、氧化酶、V-P實驗呈陽性。
a ><5000b ><9000
圖3-1-1描電鏡拍攝的PAM-1的菌株形態
Fig. 3-1-1 The morphological characteristic photos of PAM-1 by scanning electron microscope
28
a固體培養基上的菌落b單菌落
圖3-1-2 PAM-1的菌落形態 Fig.3-1-2 The colonial morphology of PAM-1
將測得的PAM-1的序列與在GenBank數據庫中比對的最相近的序列用鄰位 連接法構建係統進化樹，結果如圖3-1-3。由構建的係統發育樹可得知PAM-1屬 於芽抱杆菌屬（及〇7+//似sp.)，且與及/c/7/"5•決strain 2PR56-10具有較
近的親緣關係。
Bacillus sp. EB462 (HM573364)
Bacterium EB474 (HM573366)
Bacillus sp. EB429 (HM573362)
Bacillus cereus strain YC-16 (JN187086)
_Bacillus sp. EB431 (HM573387) PAM-1
46
.Bacillus thuringiensis strain2PR56-10 (EU440975)
_BacteriumEB466 (HM573365)
Bacillus sp. EB421 (HM573361)
35
bacillus sp. EB480 (HM573360) -Bacillus sp. EB13 (HM573349)
0.0005
a. Bootstrap test
29
Bacillus sp. EB429 (HM573362)
Bacterium EB474 (HM573366)
Bacillus sp. EB429 (HM573362)
Bacillus cereus strain YC-16 (JN187086)
Bacterium EB466 (HM573365)
Bacillus sp. EB431 (HM573387)
,PAM-1
81
一Bacillus thuringiensis strain 2PR56-10 (EU440975)
Bacillus sp. EB421 (HM573361)
Bacillus sp. EB480 (HM573360)
-Bacillus sp. EB13 (HM573349)
0.0005
b. Interior branch test
圖3-1-3鄰位連接法建立的PAM-l同源性序列係統進化樹 圖 3-1-3 Hie homology sequence system evolutionary tree of PAM-1 by NJ method
PAM-2
PAM-2菌體為杆狀，較為粗壯，在顯微鏡下觀察菌體的大小為0.8〜 1.4阿><2.4〜4.3網，短鏈狀排列（圖3-1_4);蓽蘭氏染色墨陽性，有芽孢，有鞭 毛，培養36h以上便可釋放出卵圓形的孢子；在牛肉膏蛋白腖固體培養基表麵， 菌體形成不透明的較大的圓形白色菌落，菌落幹燥，邊緣不規則、有暈環，中間 凹陷（圖3-1-5);好氧，葡萄糖氧化發酵型，能水解澱粉和纖維素，能以乙酸鈉、 檸檬酸鈉、乳酸鈉等有機酸的鈉鹽為碳源，甲基紅實驗、明膠液化、V-P實驗、 氧化酶、接觸酶氧化呈陽性。
a ><5000b ><9000
圖3-1-4掃描電鏡拍攝的PAM-2的菌株形態 Fig. 3-1-4 The morphological characteristic photos of PAM-2 by scanning electron microscope
30
a■體培養基上的菌落b單菌落
圖3-1-5 PAM-2的菌落形態 Fig.3-1-5 The colonial morphology of PAM-2
將測得的PAM-2的序列與在GenBank數據庫中比對的最相近的序列用鄰位 連接法構建係統進化樹，結果如圖3-1-6。由構建的係統發育樹可得知PAM-2屬 於芽孢杆菌屬但與其他菌株的親緣關係較遠_。
Bacterium EB466 (HM573365)
Bacillus cereus strain (JN187086.1)
~ Bacillus sp. EB431 (HM573387)
Bacterium EB24 (HM573368)
Bacterium EB474 (HM573366)
—Bacillus sp. EB462 (HM573364)
PAM-2
Bacillus sp. EB480 (HM573360)
-Bacillus sp. EB421 (HM573361)
Bacillus sp. EB470 (HM573350)
Bacillus thuringiensis strain 2PR56-10 (EU440975)
0.001
a. Bootstrap test
31
471Bacterium EB466 (HM573365)
72Bacillus cereus strain (JN187086.1)
Bacillus sp. EB431 (HM573387)
eglBacterium EB24 (HM573368)
Bacterium EB474 (HM573366)
5〇~lBacillus sp. EB462 (HM573364)
PAM-2
Bacillus sp. EB480 (HM573360)
—Bacillus sp. EB421 (HM573361)
39 Bacillus sp. EB470 (HM573350)
~69~lBacillus thuringiensis strain 2PR56-10 (EU440975)
b. Interior branch test
圖3-1-6鄰位連接法建立的PAM-2同源性序列係統進化樹 圖 3-1-6 The homology sequence system evolutionary tree of PAM-2 by NJ method
PAM-3
PAM-3,革竺氏染色呈陰性，無芽孢，有鞭毛，在顯微鏡下觀察菌體的大小 為0.3〜0.5陣><〇.7〜1.〇拜，菌體細胞呈短杆狀，單個、成對排列（圖3_1_7)。
在牛肉膏蛋白腖固體培養基表麵，菌體形成不透明的較小的白色菌落，菌落濕潤， 邊緣整齊（圖3-1-8)。好氧，葡萄糖氧化發酵型，能水解澱粉和纖維素，能以乙 酸鈉、檸檬酸鈉、乳酸鈉等有機酸的鈉鹽為碳源，甲基紅實驗、氧化酶、接觸酶 氧化實驗呈陽性，V-P、明膠液化實驗M陰性。
a x5000b x9000
圖3-1-7 ft描電鏡拍攝的PAM-3的菌株形態 Fig. 3-1-7 The morphological characteristic photos of PAM-3 by scanning electron microscope
32
a固體培養基上的菌落b單菌落
圖3-1-8 PAM-3的菌落形態 Fig.3-1-8 The colonial morphology of PAM-3
將測得的PAM-3的序列與在GenBank數據庫中比對的最相近的序列用鄰位 連接法構建係統進化樹，結果如圖3-1-9。由構建的係統發育樹可得知PAM-3屬 於蒼白杆菌屬（sp .)，並與數據庫中已:有的菌株序列有很高的同源 性，兩種檢驗結果表明其同源性的可信度都達到98%以上^
PAM-3
Ochrobactrum sp. MSP9 (JF313266)
Ochrobactrum anthropi strain CCUG 44770 (AMI 14410)
Ochrobactrum ciceri strain Ca-34 (DQ647056)
100
Ochrobactrum anthropi strain CCUG 1838 (AM114409) Ochrobactrum anthropi strain CCUG 1838 (AM490614) Ochrobactrum sp. KD2009-60III (FN645731) Ochrobactrum sp. N1 (HQ231209)
'Ochrobactrum intermedium strain CCM 7036 (AM490631)
Ochrobactrum sp. ROi52 (EF219049)
0.001
a. Bootstrap test
33
87 Ochrobactrum anthropi strain CCUG 1838 (AMI 14409)
Ochrobactrum SD. MSP9 (JF313266)
91 Ochrobactrum sp. KD2009-60III (FN645731)
PAM-3
93Ochrobactrum ciceri strain Ca-34 (DQ647056)
gg Ochrobactrum anthropi strain CCUG 44770 (AMI 14410) Ochrobactrum anthropi strain CCUG 1838 (AM490614) Ochrobactrum sp. N1 (HQ231209)
'Ochrobactrum intermedium strain CCM 7036 (AM490631)
Ochrobactrum sp. ROi52 (EF219049)
0.001
b. Interior branch test
圖3-1-9鄰位連接法建立的PAM-3同源性序列係統進化樹 圖 3-1-9 The homology sequence system evolutionary tree of PAM-3 by NJ method
4) PAM-4
PAM-4菌體為短杆狀或球狀，在顯微鏡下觀察菌體的大小為0.5〜 0.8阿><〇.8〜1.6阿，單個排列（圖3-1-10);革'蘭氏染色呈_性，無芽孢，無鞭 毛，在牛肉膏蛋白腖固體培養基表麵，菌體形成較小的半透明圓形乳白色菌落， 菌落濕潤，邊緣規則、無暈環，中間突起（圖3-1-11);好氧，能以乙酸鈉、檸 檬酸鈉、乳酸鈉等有機酸的鈉鹽為碳源，能發酵葡萄糖，能水解澱粉和纖維素， 甲基紅實驗、氧化酶、V-P實驗呈陰性，接觸酶氧化、明膠液化實驗呈陽性。
a ><5000b ><9000
圖3-1-10掃描電鏡拍攝的PAM-4的菌株形態 Fig. 3-1-10 The morphological characteristic photos of PAM-4 by scanning electron microscope
34
a固體培養基上的菌落b單菌落
圖3-1-11 PAM-4的菌落形態 Fig.3-1-11 The colonial morphology of PAM-4 將測得的PAM-3的序列與在GenBank數據庫中比對的最相近的序列用鄰位 連接法構建係統進化樹，結果如圖3-1-9。由構建的係統發育樹可得知PAM-4屬 於不動杆菌屬sp.),並與數據庫中已:有的菌株序列有很高的同源 性，兩種檢驗結果表明其同源性的可信度都達到85%以上^
87
Acinetobacter calcoaceticus (AY800383)
PAM-4
Acinetobacter sp. A34 (JN228280) Acinetobacter sp. Tr-230 (GU071279) Acinetobacter sp. Tr-132 (GU071278) Acinetobacter sp. A19 (JN228278) Acinetobacter sp. A56 (JN228282) Acinetobacter sp. Tr-130 (GU071277) Acinetobacter sp. BHSN (EU293155)
70
Acinetobacter sp. YC-X2 (HM629335) Acinetobacter sp. J16 (EU143353)
0.0002
a. Bootstrap test
35
PAM-4
67
Acinetobacter sp. YC-X2 (HM629335) Acinetobacter sp. J16 (EU143353)
Acinetobacter calcoaceticus (AY800383)
Acinetobacter sp. A56 (JN228282) Acinetobacter sp. A34 (JN228280) Acinetobacter sp. A19 (JN228278) Acinetobacter sp. BHSN (EU293155) Acinetobacter sp. Tr-230 (GU071279) Acinetobacter sp. Tr-130 (GU071277) Acinetobacter sp. Tr-132 (GU071278)
0.0002
b. Interior branch test
圖3-1-12鄰位連接法建立的PAM-4同源性序列係統進化樹 圖 3-1-12 The homology sequence system evolutionary tree of PAM-4 by NJ method
5) PAM-5
PAM-5菌體為長杆狀，在顯微鏡下觀察菌體的大小為0.5〜0.7|imx2.4〜 4部m，排列為單個、成對或短鏈狀（圖3-1-13);革蘭氏染色呈陽性，有芽孢， 芽孢形狀為橢圓形，有鞭毛；在牛肉膏蛋白腖固體培養基表麵，菌體形成不透明 的大的圓形暗黃色菌落，菌落幹燥，邊緣不規則、有暈環（圖3-1-14);好氧， 葡萄糖氧化發酵型，能水解澱粉和纖維素，能以乙酸鈉、檸檬酸鈉、乳酸鈉等有 機酸的鈉鹽為碳源，甲基紅實驗、明膠液化、接觸酶氧化、氧化酶、V-P實驗呈 陽性。
a ><5000b x9000
圖3-1-13掃描電鏡拍攝的PAM-5的菌株形態 Fig. 3-1-13 The morphological characteristic photos of PAM-5 by scanning electron microscope
36
圖3-1-14 PAM-5的菌落形態 Fig.3-1-14 The colonial morphology of PAM-5 將測得的PAM-5的序列與在GenBank數據庫中比對的最相近的序列用鄰位 連接法構建係統進化樹，結果如圖3-1-15。由構建的係統發育樹可得知PAM-5 屬於芽孢杆菌屬（J9ac///wsp.)，並與數據庫中已有的菌株序列有較高的同源性。
-PAM-5
Bacillus sp. EB429 (HM573362)
Bacillus sp. EB462 (HM573364)
Bacterium EB474 (HM573366)
Bacterium EB24 fHM573368^
.Bacillus sp. EB431 (HM573387)
.Bacterium EB466 (HM573365)
Bacillus sp. EB421 (HM573361)
Bacillus cereus strain DZ-h (HM345997)
100
a固體培養基上的菌落b單菌落
bacillus cereus strain GXBC-1 (GU982920) 76 ^Bacillus cereus strain Jsl6 (JF833090)
0.GG1
a. Bootstrap test
37
-PAM-5
19
50
-Bacillus sp. EB462 (HM573364)
-Bacterium EB474 (HM573366)
99
-Bacterium EB466 (HM573365)
Bacillus sp. EB421 (HM573361)
Bacillus cereus strain DZ-h (HM345997)
■ bacillus cereus strain GXBC-1 (GU982920) 7〇 ^Bacillus cereus strain Jsl6 (JF833090)
Bacterium EB24 (HM573368)
-Bacillus sp. EB431 (HM573387)
—Bacillus sp. EB429 (HM573362)
0.001
b Interior branch test
圖3-1-15鄰位連接法建立的PAM-5同源性序列係統進化樹 圈 3-1-15 The homology sequence system evolutionary tree of PAM-5 by NJ method
6) PAM-6
PAM-6菌體為杆狀，在顯微鏡下觀察菌體的大小為0.6〜0.8pm><l.4〜 1.9pm,，單個排列；革氏染色呈陽性，有芽孢，芽孢形狀為圓形，有鞭毛；在 牛肉膏蛋白腖固體培養基表麵，菌體形成較大的半透明的菱形暗黃色菌落，菌落 濕潤，邊緣不規則、無暈環，中間突起；好氧，葡萄糖氧化發酵型，能水解澱粉 和纖維素，能以乙酸鈉、檸檬酸鈉、乳酸鈉等有機酸的鈉鹽為碳源，，甲基紅實 驗、、明膠液化、氧化酶、接觸酶氧化呈陽性，V-P實驗呈陰性。
a x5〇〇〇b x9000
圖3-1-16掃描電鏡拍攝的PAM-6的菌株形態 Fig. 3-1-16 The morphological characteristic photos of PAM-6 by scanning electron microscope
38
固體培養基上的菌落單菌落
圖3-1-17 PAM-6的菌落形態 Fig.3-1-17 The colonial morphology of PAM-6
將測得的PAM-6的序列與在GenBank數據庫中比對的最相近的序列用鄰位 連接法構建係統進化樹，結果如圖3-1-18。由構建的係統發育樹的兩種檢驗結果 都表明PAM-6菌株與數據庫中已有的菌株同源性較差，是一個新的種，采用用 最大簡約性法構建係統進化樹，結果表明PAM-6與價sp. BSi20511有較勁 的親緣關係（可信度達95%)。
Bacillus sp. W-SL-2 (FJ529042)
Bacillus sp. BSi20511 (EF673289)
Bacillus firmus (AB271750)
Bacillus firmus strain S1215 (JF342356)
Bacillus firmus strain HNS012 (JN128246) Bacillus firmus strain PARZ10 (HQ678663) Bacillus firmus strain UST981101-006 (FJ188300) Bacillus sp. BR028 (FJ889615)
Bacillus sp. BCw064 (DQ492813)
Bacillus firmus strain S26-2 (DQ514315)
PAM-6
20
a. Bootstrap test
39
Bacillus firmus (AB271750)
Bacillus sp. BSi20511 (EF673289)
Bacillus firmus strain PARZ10 (HQ678663) Bacillus sp. W-SL-2 (FJ529042)
Bacillus firmus strain UST981101-006 (FJ1883 00) Bacillus firmus strain S1215 (JF342356)
Bacillus firmus strain HNS012(JN128246) Bacillus sp. BR028 (FJ889615)
Bacillus firmus strain S26-2 (DQ514315)
Bacillus sp. BCw064 (DQ492813)
PAM-6
20
b. Interior branch test
Bacillus firmus strain HNS012(JN128246)
5
i|Bacillus firmus (AB271750)
i Bacillussp. W-SL-2 (FJ529042)
〇 Bacillusfirmus strain S1215 (JF342356)
PAM-6
l
95IBacillus sp. BSi20511 (EF673289)
Bacillus firmus strain UST981101-006 (FJ188300)
Bacillusfirmus strain PARZ10 (HQ678663)
4 Bacillusfirmus strain S26-2 (DQ514315)
Bacillussp. BCw064 (DQ492813)
Bacillussp. BR028 (FJ889615)
c. Bootstrap test (MP method)
圖3-1-18鄰位連接法與最大簡約性法建立的PAM-6同源性序列係統進化樹 圖 3-1-18 The homology sequence system evolutionary tree of PAM-1 by NJ method and MP
method
3.1.2.3菌株的種屬鑒定結果
將獲得序列上傳至GenBank獲得登記號如表3-1-1所示。
表3-1-1各菌株的GenBank登記號 Table 3-1-1 GenBank accession numbers of the six strains
菌株GenBank登記號
PAM-1JN713900
PAM-2JN713901
PAM-3JN713902
PAM-4JN713903
40
PAM-5JN713904
PAM-6JN713905
將6株菌用鄰位連接法（Bootstrap test)構建係統進化樹，結果如圖3-1-19。 由構建的係統發育樹可得知PAM-1、PAM-2、PAM-5具有較近的親緣關係，其 中PAM-2、PAM-5的親緣關係最近，PAM-6與其他5株菌的親緣關係最遠。
78 PAM-2 98 PAM-5 PAM-1 —PAM-4 PAM-3 PAM-6
圖3-1-19鄰位連接法建立的6株菌的同源性序列係統進化樹（Bootstrap test)
圖 3-1-19 The homology sequence system evolutionary tree of the six strains by NJ method
(Bootstrap test)
結合菌株的形態學觀察、生理生化性質測定、16SrDNA測序及各個菌株的 同源性分析結果，將6株菌鑒定和命名如(表3-1-2)所示。
表3-1-2各菌株的種屬及命名 Table 3-1-2 The species and names of the six strains
菌株種屬命名
PAM-1Bacillus sp.Bacillus sp. PAM-1
PAM-2Bacillus sp.Bacillus sp. PAM-2
PAM-3Ochrobactrum sp.Ochrobactrum sp. PAM-3
PAM-4Acinetobacter sp.Acinetobacter sp. PAM-4
PAM-5Bacillus sp.Bacillus sp. PAM-5
PAM-6Bacillus sp.Bacillus sp. PAM-6
3.2 6株菌的生長特性研究
3.2.1實驗方法
3.2.1.1菌株懸濁液的製備
將篩選出的6株菌在富集培養基中35°C，160 rmiiT1條件下培養24h後，用 冷凍離心機在離心力lOOOOxg、離心時間15min、離心溫度4°C條件下離心獲得 菌體，然後用無菌水洗滌3次，將獲得菌體各自用無菌水配製菌懸濁液，調節懸 濁液的吸光度OD6QQ值為0.4 (菌濃大約為H^celhm!/1)，4°C冷藏待用[118]。
41
3.2.1.2菌株生長曲線的繪製
將6株單菌懸濁液以相同的接種體積GmlMOOmU1)接入富集培養基中， 在35°C，leOrmiiT1條件下培養，每隔lh測定培養液的OD6(K)值，以OD_值 代表細菌的生物量。混合菌株（complex PAM series strains，簡稱PAM-C)接種
時以單菌0.5mL400mL_1體積接種，使接種總體積相同
模擬含聚汙水培養基接種條件與培養條件和富集培養基相同，由於菌株生長 在模擬模擬含聚汙水培養基中比在富集培養基中緩慢，因此每隔3h測定培養液 的細菌濃度（生長後期取樣時間變長)，細菌濃度采用鏡檢法測定。
3.2.1.3聚丙烯酰胺和原油降解率的測定
聚丙烯酰胺的降解率用濃度指標評價。其降解率為對照空白溶液濃度與降解 後濃度差值除以對照空白濃度值。生物降解聚丙烯酰胺濃度的測定見2.2.1.1.
原油含量的測定采用紫外分光光度法（方法見2.2.1.2)，其降解率為對照空 白原油含量與降解後原油含量差值除以對照空白原油含量。
3.2.1.4生長條件優化
在研究各環境因素和生源條件對細菌生長的影響時，采用單因素單水平依次
考察。
3.2.2實驗結果與討論 3.2.2.1菌株在培養基中的生長
富集培養基
測定了 24 h內各菌株在富集培養基中的生長情況，培養液OD_值隨時間 的變化曲線如圖3-2-1所示。由圖中可以看出，無論是單株菌還是混合菌，其生 長大約都在5 h左右進入對數生長期，15 h左右已達到生長穩定期。因此需將菌 株在富集培養基中培養15 h以上作為菌株轉接培養的種子培養液，以保持菌株 的高活性。6株菌混合後在生長初期（6 h以前）其菌濃不是最高，而進入對數 生長期後，吸光度值迅速增大，菌濃高於其他單菌。這是由於在生長初期，混合 菌因需要適應新環境和構成穩定的菌群結構而出現的生長延滯，在此之後由於混 合菌的協同作用，混合菌生長加快，最終菌濃高於其他單菌。
42
6 4
8
a
6
a
4
a
2
a
o
d
sou^qjosqv
Time/h
圖3-2-1菌株在富集培養基中的生長曲線 Fig.3-2-1 The growth line of the strains in enrichment medium
模擬汙水培養基
PAM-1
qm.1130 / ssBiuoig
020406080100120140160
Time / h
測定了各菌株在模擬含聚汙水培養基中的生長情況，細菌濃度隨時間的變化 曲線如圖3-2-1所示。由圖中可以看出，菌株在模擬含聚汙水培養基生長比富集 培養基中明顯緩慢，生長延滯期較長（大約12 h)，24小時左右進入對數生長期， 60 h左右達到生長穩定期。這是由於細菌利用聚丙烯酰胺、原油作為營養源較為 困難，需要較長時間的適應期。與富集培養基中相似，混合菌由於協同作用進入 穩定期後菌濃高於其他單菌。
圖3-2-2菌株在模擬含聚汙水培養基中的生長曲線 Fig.3-2-2 The growth line of the strains in simulated oil wastewater containing HPAM
考察了 7d後各菌株與混合菌對聚丙烯酰胺、原油的降解情況，測定了聚丙
43
---------
o o o o o
5 4 3 2 1
o/0'/0^^.! uo-^q-^p^JM00
烯酰胺、原油的降解率，結果如圖3-2-2所示。由圖中可以看出，6株單菌中， PAM-4與PAM-5對聚丙烯酰胺、原油的降解率都比較高。混合菌PAM-C對聚 丙烯酰胺、原油的降解率比任何一株單菌的降解率都高，可達46.1%和47.5%。 這是由於6株菌篩選自同一含聚汙水中，短時間內便可形成穩定的群落結構，表 現出較明顯的協同作用。
圖3-2-3菌株對聚丙烯酰胺和原油的降解 Fig.3-2-3 The degradation of HPAM and crude oil by the strains
由於混合菌群在難降解有機物（聚丙烯酰胺及原油）比單菌更有效，所以將 混合菌PAM-C作為以下研究工作的對象。
3.2.2.2生長條件的優化
考察了主要的影響因素（pH、溫度、鹽度）和營養源條件（氮源、磷源、 微量元素）對混合菌生長的影響。
pH
一般認為，pH對微生物生長的影響主要是在以下兩個方麵。第一是對微生 物自身活性的影響。pH改變可使蛋白質、核酸等生物大分子自身所帶電荷改變， 從而會直接影響酶的活性，引起細胞本身功能的改變，最終影響對營養物質的吸 收。第二是可被微生物利用的物質本身有一個合適可吸收的pH範圍，過高或過 低都可能會增大該物質對微生物的毒性[119a2()]。因此，探究pH對微生物的影響 既可以考察微生物對於環境的適應能力，又可以確定有機物可被微生物利用的有 效pH範圍。
考慮到後續實驗需將Fenton氧化與生物降解聯用（由文獻得知Fenton氧化 需在較強的酸性環境下才具備較高的氧化效率[84_92])以及部分聚合物驅後汙水 pH值較高（三元驅後汙水pH可達9.6)設定了以下pH梯度。用ImoKL/1的鹽
44
0/〇/-0 9P20 JO P^YJHJO-^hco-BPBJ0000
rT^.IIS'OI / ssm203
PH
酸溶液和lmohl；1的NaOH溶液調節模擬含聚汙水的pH值為3、4、5、6、7、 8、9、10，將混合菌懸濁液按照3 mllOOmU1接種量接種後，在振蕩器轉速為 160 rmin'溫度為35°C條件下培養7 d後測定對聚丙烯酰胺和原油的降解率， 同時測定混合菌菌濃。結果如圖3-2-4所示。pH對混合菌的影響較大，當pH低 至3時，生物活性受到抑製（菌濃為106 cellmU1數量級），對聚丙烯酰胺和原 油的降解率較低，當pH高至10時也出現同樣的情況。說明混合菌不能耐受強 的酸性或堿性環境。而在pH5〜9範圍內可維持對聚丙烯酰胺、原油的較高降解 率（均高於20%)及較高的菌濃數量級），且混合菌在中性偏堿性 環境下（pH 7〜8)生長最好，此pH值範圍正是它們原始的生長環境——油田水 的pH值範圍，與文獻結果類似[39ai8]。
圖3-2-4 pH值對混合菌生長的影哬 Fig. 3-2-4 The effect of different media pH on PAM-C growth
溫度
溫度是影響微生物酶活性的另一個重要因素，直接影響有機物降解速率和效 率，溫度過高會使蛋白質變性從而使功能性酶失活，溫度過低會降低酶的活性， 進而降低有機物的降解速率和效率[121]。
考慮到實際現場中含聚汙水采出溫度在50〜60°C，經過油水分離進入汙水處 理係統時溫度仍可達45〜55°C，因此設定考察溫度梯度為20、25、30、35、40、 45、50、55°C。在模擬含聚汙水培養基pH為7、振蕩器轉速為160 rmiiT1培養7 d後測定對聚丙烯酰胺、原油的降解率，同時測定混合菌菌濃，結果如圖3-2-5 所示。由圖中可以看出，在溫度為30〜45°C時混合菌具有較高的菌濃（均高於 SxH^celhmU1)，對聚丙烯酰胺、原油具有較高的去除效率，降解率分別在35%、 30%以上。
45
■ Biomass
----------------
oooooooo-
87654321
0/〇/-0 9pnJ°JO P^YJHJO-^hco-BPBJ0000
/ ss目ojg
圖3-2-5溫度對混合菌生長的影響 Fig. 3-2-5 The effect of different media temperature on PAM-C growth
鹽度
外在環境溶液的鹽度是維持微生物細胞組織液與外界溶液滲透壓力的平衡 器。在合適的鹽度範圍內，微生物通過自身的調節，可以維持自身細胞內外滲透 壓力平衡，進而能正常的攝取營養和代謝產物。但如果鹽度過高，超出了微生物 可調節的範圍，微生物細胞就會失水，進而影響正常的生長代謝，直至死亡，而 鹽度過低，微生物細胞就會吸水膨脹，同樣會影響其生長[122]。
油田產出水的鹽度較高，最高可達10 gO/1以上。為考察鹽度對混合菌生長 的影響，用NaCl調節模擬含聚汙水的鹽度值為2.5、5、7.5、10、12.5、15 gl' 在pH為7.0,溫度35°C、振蕩器轉速為160 rmif1培養7 d後測定對聚丙烯酰胺 和原油的降解率，同時測定混合菌菌濃，結果如圖3-2-6所示。由圖中可以看出， 在鹽度為5〜12.5 g^L；1，鹽度對細菌生長、聚丙烯酰胺與原油的去除影響不大， 鹽度過高（12.5 gt1)或過低（2.5 gt1)時，混合菌生長和代謝受到抑製，且 鹽度過高比過低影響顯著。這與混合菌原始的生長環境有關，混合菌生長的油田 7K的鹽度為10 g_L_1左右，鹽度過高影響蛋白質的活性對微生物細胞的毒性加大， 因此對微生物的影響更為明顯[113]。
46
o o o o o o
7 6 5 4 3 2
o/c/-o 9pmo JO JOUU0-BPBJ°°9Q;
--10
qm.ns 2 le
Salinity / g.L
圖3-2-6鹽度對混合菌生長的影響 Fig. 3-2-6 The effect of different media salinity on PAM-C growth
氧含量
氧含量對微生物生長有重要作用，無氧條件下可抑製好氧菌的生長，有氧條 件下可抑製厭氧菌的生長，而兼性菌在有氧或無氧條件下均能生長。由於混合菌 是在有氧條件下篩選出的，所以為好氧菌。不同環境中微生物生長代謝都有一定 適宜的溶解氧含量[123]，需考察微生物對氧氣的需求量。通過控製振蕩器轉速來 控製模擬含聚汙水初始溶解氧含量（DO)為2 (56rmin_1)、4 (118rmin_1)、6 (155rmin_1)、8 (193rmin_1)mg_L_1接種混合菌，同時靜止培養混合菌作對照， 在pH為7.0,溫度35°C培養7 d後測定對聚丙烯酰胺、原油的降解率，同時測 定混合菌菌濃，結果如圖3-2-7所示。在氧含量4 mg，!/1便可滿足混合菌生長代 謝的需求。因此可根據需求，選擇混合菌生長溶解氧值為4-6 mg^L；1。
溫度為35°C時，模擬含聚汙水飽和溶解氧含量為8.04 mgU1。接種混合菌後， 密閉培養4 h內溶解氧含量降至OmgO/1。由圖3-2-7所示，無氧條件下，混合 菌仍可對聚丙烯酰胺和原油有一定程度的降解，且7 d後菌濃仍可達0.6X107 celbmU1，平板塗布表明6株菌均存活，說明混合菌可在厭氧條件下生長，為兼 性厭氧菌群。
47
Dissolved oxygen content /mg.L/
圖3-2-7氧含量對混合菌生長的影響 Fig. 3-2-7 The effect of different oxygen content in media on PAM-C growth
考察了營養源（氮源、磷源及微量元素）對微生物活性的影響。
5)氮源
聚丙烯酰胺本身具有可被微生物利用的氮源——酰胺基，但由於其較難被微 生物利用，所以采取外加氮源來保證微生物的在生長初期所需氮源提高生物量來 促進對聚丙烯酰胺和原油的降解。
選用幾種代表性的氮源NaN03 (硝氮）、NH4C1 (氨氮）、NH4N03 (硝氨氮）、 蛋白腖（有機氮）考察對微生物生長和代謝的影響，4種氮源分別以0.2 gl；1的 用量分別加入模擬含聚汙水培養基中，同時以無外加氮源的培養基作對比。培養 7 d後測定對聚丙烯酰胺和原油的降解率，同時測定混合菌菌濃，結果如圖3-2-8 所示。外加氮源有效促進了微生物的生長，並提高了微生物對聚丙烯酰胺、原油 的降解率。其中NaN03 (硝氮）效果最好，而且硝酸鹽可有效抑製有害菌一 硫酸鹽還原菌的生長[124]，因此NaN03 (硝氮）是最佳外加氮源。
48
—■ — Biomass
]HPAM
ooooooooo
87654321 0/〇/-0 9pnJ°JO P^YJHJO-^hco-BPBJ0000
--10
•T^.IPO、0I lm
5¬0 -I|'|1 I ' I ' I ' I 1
0.00.10.20.30.40.5
NaN〇3 dose / g-L"1
圖3-2-8不同氮源對混合菌生長的影響 Fig. 3-2-8 The effect of different nitrogen source on PAM-C growth 考察了 NaN03的用量對微生物降解聚丙烯酰胺、原油的影響（圖3-2-9)。 由圖中可以看出，當聚丙烯酰胺濃度為500 mg，!；1、原油濃度為500 mg，!；1時， 0.2 g^L；1 NaN03的用量就可以滿足降解的需求。
圖3-2-9 NaN03的用量對混合菌降解的影響 Fig. 3-2-9 The effect of different NaN03 content on PAM-C growth
磷源
微生物降解聚丙烯酰胺和原油時需要消耗大量的ATP和功能酶，所以需要 充足的磷源。考察了 K2HP04、Na2HP04、KH2P04、NaH2P04、K2HP04-KH2P〇4
(C〇K2HP04:C〇KH2P04=1:1 )、Na2HP〇4-NaH2P〇4 ( C〇Na2HP04：C〇NaH2P04 =1：1 ) >
49
Biomass
oooooooc
8765432T
%/nspso JO'y^H jo 3SJ U2SPS°°3Q
qm-30 QJ / ssmuoyg
圖3-2-10不同磷源對混合菌生長的影響
K2HP〇4-NaH2P〇4 ( C〇K2HP04:C〇NaH2P04=l: 1 )七種不冋組合憐源對微生物生長代謝 的影響，同時以未加磷源的培養基作為對比。在模擬含聚汙水培養基中各磷源都 以lg^L/1的用量加入。培養7 d後測定對聚丙烯酰胺、原油的降解率，同時測定 混合菌菌濃，結果如圖3-2-10所示。各組合磷源對細菌生長、聚丙烯酰胺與原 油的去除促進作用略高於單一磷源，這是由於組合磷源形成緩衝體係可維持培養 基的pH值穩定，有利用細菌的生長代謝。由於三種組合磷源效果沒有很大差別， 所以選用K2HP04-NaH2P04,這樣既可以滿足細菌對K的需求，又可以節約成本 (Na鹽價格低於K鹽）。
Fig. 3-2-10 The effect of different phosphorous source on PAM-C growth 考察了 K2HP04-NaH2P04的用量對微生物降解聚丙烯酰胺和原油的影響（圖
2-11)。由圖中可以看出，當聚丙烯酰胺濃度為500 mgO/1、原油濃度為500 mg-I；1時，1 gO/1 K2HP04-NaH2P04的用量就可以滿足降解的需求。
50
3 2 2
0/°'/ 9SJ UOIsPBJ°°9Q
K2HP〇4&NaH2P〇4 dose / g-L"1
圖3-2-11磷源用量對混合菌生長的影響 Fig. 3-2-11 The effect of different phosphorous content on PAM-C growth
微量兀素
微量元素對細菌的生長代謝有重要的作用。但過量的微量元素卻會抑製微生 物的生長[44]。由於本論文擬采用采用Fenton氧化和生物降解聯用處理含聚汙水， Fenton氧化處理後會溶液中會殘餘一定量的Fe3+、Mn2+ (具體見5.1.1)，因此需 考察了 Fe3+和Mn2+的用量對微生物生長的影響。添加了不同濃度梯度的Fe3+和 Mn2+ (0、0.005、0.01、0.1、1 gt1)模擬含聚汙水培養基培養培養7 d後測定 對聚丙烯酰胺和原油的降解率，同時測定混合菌菌濃，結果見圖3-2-12和圖 3-2-13。由圖中可以看出，微量的Fe3+、Mn2+ (濃度切.01 gO/1)可促進微生物 的生長代謝，但當Fe3+濃度達到1 gO/1、Mn2+濃度達到0.1 g^L；1時表現出對微生 物生長的明顯抑製。由於Fenton氧化處理後殘餘Fe3+ (約0.51mg_L_1)和Mn2+ (約0.07 mg，!；1)的量遠小於0.01 g^L；1，所以不會對微生物的生長產生抑製作 用。
51
ooooooooc
87654321 0/〇/-0 9P20 JO P^YJHJO-^hco-BPBJ0000
biomass
I I HPAM
Crude oil
,^E.=S ^ ^
〇0.0050.010.11
Content of Fe3+ / g-L"1
----------------
ooooooooc
87654321
0/〇/-0 9P20 JO P^YJHJO-^hco-BPBJ0000
Biomass
I I HPAM
Crude oil
n
86420-2-4-6-8
圖3-2-12鐵對混合菌生長的影響 Fig. 3-2-12 The effect of different iron content on PAM-C growth
0.005 〇.〇10.1
Content of Mn2+ / g-L"1
圖3-2-13錳對混合菌生長的影響 Fig. 3-2-13The effect of different manganese content on PAM-C growth
3.3本章小結
從含聚汙水中篩選分離出6株聚合物降解菌，分別命名為PAM-1、PAM -2、PAM-3、PAM-4、PAM-5及PAM-6。通過形態學觀察和生理生化性質測試 及16SrDNAPCR擴增後測序結果表明PAM-1、PAM-2、PAM-5及PAM-6屬於 芽孢杆菌屬，PAM-3屬於蒼白杆菌屬，PAM-4屬於不動杆菌屬；將6株菌分別
52
命名為及/C7+//W5 sp. PAM-1、及/C7+//W5 sp. PAM-2、（9c/wx)toc"，〃".7 sp. PAM-3、 Acimtobacter sp. PAM-4、BacWus sp. PAM-5 及 BacHhis sp. PAM-6。
考察了 6株菌在富集培養基、模擬含聚汙水培養基中的生長特性，並測 定了 6株菌及混合菌對聚丙烯酰胺及原油的降解率，結果表明混合菌具有協同作 用對聚丙烯酰胺及原油的降解率可達46.1%和47.5%，高於單株菌。
考察了環境條件（pH、溫度、鹽度、氧含量）對微生物生長的影響。結 果表明，微生物在pH 5〜9、溫度30〜45°C、鹽度5〜12.5 gt1、氧含量4〜6 mg-I/1 生長較好，並對聚丙烯酰胺與原油具有較高的去除率；
考察了生源條件（氮源、磷源、微量元素）對微生物生長的影響。結果 表明NaN03 (硝氮）為最佳氮源、K2HP04-NaH2P04為最佳磷源，當聚丙烯酰胺 濃度為500 mg，!；1、原油濃度為300 mg，!；1時，氮源和磷源的適宜用量為：NaN03 0.2 g.L1，K2HP04-NaH2P04 1 g.L1。。
微量的Fe3+和Mn2+ (濃度切.01 gU1)可促進微生物的生長代謝，但當 Fe3+濃度達到1 gl'Miih濃度達到0.1 gt時表現出對微生物生長的明顯抑製。
優化後的模擬含聚汙水培養基的配方為：原油0.3 gi'聚丙烯酰胺0.5 g-L'1, NaN03 O.lg-L'1, KH2P04〇 5 g-L'1, Na2HP04 0.5 g-L'1, MgS04 0.2 g-L'1, CaCl2 0.05 g.L' NaCl 8 g.I/1，酵母浸粉 0.05 g.L' 微量元素液 1 mL.L-1，pH 值自然。
53
4混合菌對含聚汙水的降解特性研究
已有文獻對原油微生物降解的機理及代謝途徑做了大量深入的探討，並有文 獻綜述了研究者的成果[1&126]，而對於聚丙烯酰胺的生物降解代謝途徑及機理的 研究卻處於初步階段，本章節著重探討了混合菌對聚丙烯酰胺的降解特性及代謝 機理，考察了在聚丙烯酰胺、原油並存的條件下對生物降解聚丙烯酰胺/原油的 影響，並探討了混合菌對含聚汙水的降解。
4.1混合菌對聚丙烯酰胺的降解
4.1.1實驗方法
4.1.1.1混合菌降解動態曲線繪製
將混合菌接入聚丙烯酰胺培養基（模擬含聚汙水培養基去掉原油）中，在溫 度35°C、振蕩器轉速為leOrmiiT1條件下培養，每隔12h測定一次聚丙烯酰胺 的濃度，考察聚丙烯酰胺濃度隨時間的變化，並測定溶液pH、菌濃的變化。
4.1.1.2混合菌降解聚丙烯酰胺的紅外光譜與飛行時間質譜分析
將滅菌後的聚丙烯酰胺培養基（模擬含聚汙水培養基去掉原油、酵母浸粉） 接入混合菌，在溫度35°C、振蕩器轉速為160 rmiiT1培養7 d後連同參照空白， 按照2.2.1.1的方法製備紅外光譜測定樣品與飛行時間質譜樣品。測定生物降解 前後聚丙烯酰胺的紅外光譜圖及飛行時間質譜，探討生物降解前後的變化。
4.1.2結果與討論
4.1.2.1混合菌降解聚丙烯酰胺的動態曲線
測定了聚丙烯酰胺培養基生物降解7 d內聚丙烯酰胺濃度、pH、混合菌菌濃 的變化，如圖4-1-1所示。由圖4-1-1可以看出混合菌對聚丙烯酰胺的降解主要 集中在2-4 d內，且混合菌菌濃在第4 d時已基本達到穩定。而pH在初始階段1 d內有一個大的降低，這可能是由於聚丙烯酰胺被降解時，酰胺基先被利用，酰 胺基轉化成羧基使溶液pH降低，然後由於聚丙烯酰胺主鏈被作為碳源利用產生 堿性物質及在降解初期產生的羧基因脫羧作用被脫去使溶液pH回升。
54
-7.4
-lE-lscnlg 一6 0160 5 o
-7.2
-7.0
-6.8
■6.6
-6.4
-6.2
n
圖4-1-1混合菌對聚丙烯酰胺降解及生長動態 Fig. 4-1-1 The HPAM biodegradation and the growing trends of PAM-C 在研究微生物降解特定有機物時，通常采用Michaelis-Menten方程（又稱米 氏方程）來描述其酶生化反應的動力學[127'128]。在Michaelis-Menten方程中，特 定有機物的生物降解速度與其濃度之間的關係式表示為：
v為該有機物的降解速度，S為該有機物被作為底物被降解時的濃度，為該 有機物的最大降解速度。Km為米氏常數，其物理意義為有機物降解速度（v0達 到l/2vw時的底物濃度（即Km=[S])。Km與vw均為動力學係數。
根據微生物對不同有機物的降解能力，可做以下近似：
當Km«S時，有機物的降解速度受最大降解速度控製[128]，與有機物 的濃度無關，v = vmax，則
v == v(4-2)
max
at
整理可得：
X = A：。+ a(4-3 )
式中，S為該有機物被作為底物被降解時的濃度，知為零級降解動力學降解速率
常數，a為常數。
該有機物的降解過程符合零級降解動力學，此時微生物被有機物所飽和，增 加有機物物濃度對降解速度無影響[127]。
當Km時，有機物的降解速度受有機物的濃度S控製，與最大降解速度
55
^ J K'J
整理可得:
dSS
:i=vS,
In 5* = kxt + b
(4-4)
(4-5)
Km
式中，S為該有機物被作為底物被降解時的濃度，知為一級降解動力學降解速率 常數，b為常數。
根據圖4-1-1中生物降解過程中聚丙烯酰胺濃度隨時間的變化數據，按照公 式4-5作圖擬合，結果見圖4-1-2。由圖4-1-2可得，In S=-0.1042什6.1812 (R2=0.9624)。因此，聚丙烯酰胺的降解過程可用一級動力學模型來表示。
圖4-1-2聚丙烯酰胺生物降解動力學擬合曲線 Fig. 4-1-2 The dynamic fitting cun^e of HPAM biodegradation
將生物降解後的聚丙烯酰胺培養基及對照空白用鋨酸一戊二醛固定後，然 後酒精梯度脫水、液體二氧化碳臨界點幹燥後用掃描電鏡拍攝聚丙烯酰胺表麵形 態照片，如圖4-1-3所示。
56
a未生物降解的聚丙烯釀胺b生物降解後的聚丙烯酰胺（含混合菌)
(HPAM before biodegradation)(HPAMafter biodegradation，containing PAM-C )
圖4-1-3生物降解前後的聚丙烯醜胺形態
Fig. 4-1-3 The Scanning electron micrographs of HPAM samples before and after biodegradation
圖可以看出生物作用後聚丙烯酰胺與對照空白相比，穩定的空間結構 變得支離破碎，被混合菌及其代謝產物包圍，生物作用顯著。
4.1.2.2聚丙烯酰胺生物降解機理探討
生物降解樣品的紅外分析
測定了生物降解後聚丙烯酰胺樣品及其對照空白的紅外光譜圖，如圖4-1-4
HP AM
.0.9.8.7.6.5 1.0.0.0.0.0.
90§^Imc/3uc3JH
4000350030002500200015001000500
Wave number / cm"1
所示。
a聚丙烯酰胺對照空白的紅外光譜圖 The FT-IR spectrum of HPAM control
57
b聚丙烯酰胺生物降解後樣品的紅外光譜圖 The FT-IR spectrum of HPAM after biodegradation 圖4-1-4聚丙烯酰胺生物降解前後的紅外光譜變化 Fig.4-1-4 The HPAM FT-IR spectra changes before and after biodegradation
由聚丙烯酰胺生物降解前後的紅外譜圖（圖4-1-4)可以看出，由於細菌對 聚丙烯酰胺隻是部分利用（降解率小於50%)，聚丙烯酰胺的中酰胺基的特征吸 收雙峰（3433.17、3259.56 cm—1) [129]在生物降解後仍然存在（3434.17、3260.43 cm，。在指紋區，未降解的聚丙烯酰胺中很明顯的吸收峰904.57 0^在降解後 相對強度明顯降低，904.57cm_1為-CR=CH-中C-H麵彎曲振動峰[129]，吸收峰的 強度降低說明-CR=CH-含量降低，即聚丙烯酰胺主碳鏈被部分降解。
混合菌在降解聚丙烯酰胺的過程中出現了白色絮狀物，收集這些白色絮狀物 測定了其紅外光譜圖，結果見圖4-1-5.由於存在聚丙烯酰胺酰胺基的C=0特征 吸收峰（1650.61 cnT1)，說明這些白色絮狀物中吸附有部分降解後的聚丙烯酰胺。 而由出現在1063.65 cm—1 (不飽和醇類的-C-0伸縮振動峰）、618.35 cm—1 (-OCH 的C-H彎曲振動峰）附近強烈的吸收峰，出現的1436.95 cm_1 (-CH3中的C-H 的彎曲振動峰）、1379.04 cm—1 (-CH3中的C-H的彎曲振動峰）、2900.43 (-CH2- 的伸縮振動峰）cm_1[129]表明代謝產物可能含有為不飽和的醇類物質。
58
圖4-1-5生物降解過程中代謝產物的紅外光譜圖 Fig. 4-1-5 The FT-IR spectrum of metabolin during HPAM biodegradation
2)降解前後的飛行時間質譜分析
對生物降解前後的聚丙烯酰胺樣品進行了飛行時間質譜分析，結果見附錄 2.1。由附錄2.1.1可以看出聚丙烯酰胺生物降解後與生物降解前的色譜有明顯的 差別，生物降解前在1.0 (主峰)、1.1、1.5、1.7min出現峰值，這是由於聚丙烯 酰胺樣品中含有不同聚合度的聚丙烯酰胺組分造成的，而生物降解後隻在1.3(主 峰)、1.7 min出現峰值，說明其組分發生較大改變。
由於聚丙烯酰胺的超大分子量，聚丙烯酰胺的飛行時間質譜譜圖中不會有分 子離子峰，主要為碎片離子峰。出現的主要的碎片離子峰為344.87、388.96、 474.83、362.92、430.91、566.89、441.29、349.18、634.87、702.86、770.85、838.84。 由於聚丙烯酰胺本身即為不同聚合度的聚丙烯酰胺組分組成的混合物，另外其含 有的酰胺基、羧基會發生麥氏重排或a裂解，生成的碎片離子峰種類較多，很難 定性。根據各離子峰的質荷比之間的差別，將出現的離子峰分為以下幾組（表
1-1)。
59
表4-1-1聚丙烯酰胺的主要離子峰
表 4-1-1 The main quasimolecular ions of HPAM
主要的離子峰差值差值可能的基團
362.92、430.91，634.87、702.86、770.85、838.8468H3c C=C CHO
〇
344.87、388.9644
474.83、566.89、441.29無相關性
注：基團中的兩個空餘單鍵，一個接H，一個接R (代表有機分子主鏈）。
由表4-1-6可以看出，有相關性的離子峰最多的一組為兩兩差值為68的一
同係物片段。
HX C=C CHO
基團應該是由於聚丙烯酰胺的聚合單元
H H
H H
C——C
| I
H 〇=〇
6H
-C—C-
t=o
I
NH
2在離子化的過程中發生重排反應的產物[13'
0
另外一組，388.96離子峰比344.87離子峰多一個
C 0
基團。
組，可將它們認為是與362.92或634.87離子峰多了 H3e^C = e^eHC)基團的
生物降解後的飛行時間質譜中出現的碎片離子峰明顯增多，主要的離子峰如 下：394.87、462.86、530.86、598.83、666.82、750.78、818.77、886.76、954.74、 1038.71、1106.69、1174.68、1258.64、294.93、414.89、534.84、610.84、708.82、 806.80、904.78、1024.73、1122.70、1220.68。
由於生物降解利用後的聚丙烯酰胺成分更為複雜，這些離子峰不但可能是聚 丙烯酰胺的低聚產物的碎片離子峰，也可能是因生物降解代謝生成新的低分子產 物的分子離子峰。根據各離子峰的質荷比之間的差別，將出現的離子峰分為以下 幾組（表4-1-2)。
60
表4-1-2聚丙烯酰胺生物降解樣品生成的主要離子峰 ^4-1-2 The main quasimolecular ions of HP AM after biodegradation
主要的離子峰差值差值可能的基團
394.87、462.86、530.86、598.83、666.82， 818.77、886.76、954.74，1038.71、1106.69、1174.68
68
H3C
C=C CHO
610.84、708.82、806.80、904.78、1024.73、1122.70、
98
1220.68
OHC C=C COOH
294.93、414.89、534.84
120
750.78 (666.82)、1258.64 (1174.68) 394.87 (362.92)、462.86 (430.91) *
84 H3CC = C C〇〇H
=〇NH2
注：括號中的離子峰值在別的分組中已出現。*此括號中的離子峰值為表4-1-6中的值。基 團中的兩個空餘單鍵，一個接H, —個接R (代表有機分子主鏈）。
由表4-1-7中分子離子峰的質荷比的差值及可能的基團，可將生物降解後的
聚丙烯酰胺的產物分為4大類。最多的一類是含有H3C：^e^e^eHC)的同係
物，與為降解前的聚丙烯酰胺的產生的最多的離子峰具有相同的官能團，為同一 大類離子峰，但在這些離子峰中，生物降解後產生的離子峰與生物降解前的相比 無任何相同的離子峰，且離子峰明顯多於生物降解前，這可能是由生物降解對聚 丙烯酰胺主鏈的斷裂後的低聚產物產生的離子峰；第二大類是比離子峰610.84
^OHC C—C—C〇〇H基團的同係物離子峰；第三類是比離子峰294.93多
基團的同係物，產生此類離子峰的物質是生物代謝過程發生重
排反應生成的含苯環類物質[m];最後一類是750.78與1258.64離子峰，分別比
61
第-大類中的 666.82、1174.68 多 H3C — C — C—C〇〇H 基團。
與生物降解前的離子峰比較發現，生物降解後的第一大類離子峰中394.87 與462.86，離子質量分別比生物降解前的離子峰362.92、430.91多32，可能是
多了 =OMH2基團。
已有的文獻[62'131]僅利用氣質聯用（GC-MS)對聚丙烯酰胺降解後的可被氣 化的小分子產物進行分析，且隻給出了產物推測結果，無具體離子峰的分析可供 參考，因此，很難根據文獻進行具體離子峰的推測。將生物降解前後的所有的離 子峰提交至質譜數據庫（https://www.massbank.jp)比對，均無合適的比對結果。
聚丙烯酰胺生物降解機理探討
根據以上實驗結果及已有文獻[4(" 47 81' 82]的基礎上推斷在有氧條件下聚丙烯 酰胺生物降解機理。混合菌對聚丙烯酰胺的降解可能采用的是類Fenton反應機 理[132]。微生物對於長分子鏈的聚合物的降解利用一般是從端基進行的[54]。首先 在脂肪酸氧化酶的作用下利用分子氧（〇2)將聚丙烯酰胺長分子鏈的端基氧化 [133]，獲得碳源與能量，並產生H202。H202在特定方式催化下產生_OH。_OH的 產生可能是由以下兩種途徑進行的，一種是H202在微量過渡金屬元素Fe3+、Mn2+ 等的催化下產生（Haber-Weiss反應）[134]，另一種是在上述初始階段氧化過程中 產生的中間產物與H202作用產生。無金屬離子參與的H202產生_OH的方式已由 朱本占等[135_137]研究證實存在。結合1.4.2中推斷的Fenton反應的機理，生物氧 化聚丙烯酰胺長分子鏈的聚丙烯酰胺的過程可能如下：
端基氧化：先是在酰胺水解酶的作用下使酰胺基變成羧基[2&&39]，然後 發生羧酸的a氧化[138]或0氧化[139]。由於a氧化需要H202的參與[133]，因此在降 解初期較為困難。根據本實驗室檢測已有檢測數據：500 mgU1的聚丙烯酰胺生 物降解後產生乙酸含量可達29 mg*L_1[1'可以推斷降解初期聚合物的端基羧酸 氧化主要是發生的P氧化，產生乙酸分子。此過程如（4-6)所示：
P氧化酶
HHH /U 〇2
Pn
C——C-
I I
III
Pnc—CC-
H
i)H
HC=0^
OH
酰胺水解酶〇9,、
2(4-6)
羥基自由基（_〇H)的產生：聚丙烯酰胺端基氧化後產物為少兩個（或一 個）碳的聚合物、乙酸（或C02)，並伴隨有分―產生。眾―會立即發生如下反應
62
產生H202,然後是在Fe3+等過渡金屬離子或中間產物作用下產生_OH[136]，如(4-7) 〜（4-8)所示。
2-〇2 + H2O —> H2O2 + 〇2+〇H(4-7)
•〇2 +M—>〇2 + M(4-8)
H2O2 +M —> -0H + OH + M(4-9)
聚合物長鏈的羥基自由基氧化：產生的_〇H與聚合物長鏈會發生如1.4.2 中(1_4)〜（1-9)所描述的自由基氧化反應。
PH + OH —► P- +H20(1-4)
P- + 〇2 ► P〇2'(1-5)
2P〇2' —► PO-O-O-O-O-P(1-6)
PO-O-O-O-O-P —► 2PO- + 〇2(1-7)
PO- —► F- + F(1-8)
F_ + 〇2 —► F〇2-(1-9)
此自由基氧化過程由於自由基的產生量較少，且很容易發生自由基的淬滅， 因此在生物降解過程的_OH自由基氧化效率很低，聚丙烯酰胺降解過程相對於實 際的化學Fenton氧化過程要慢很多。在被_OH氧化後，聚丙烯酰胺長鏈變成低 分子片段，使微生物獲得較容易利用的碳源，而由酰胺水解酶水解其酰胺基獲得 可被利用的氮源，滿足微生物的生長所需的營養。
4.2混合菌對原油的降解
4.2.1實驗方法
4.2.1.1混合菌降解動態曲線繪製
將混合菌接入原油培養基（模擬含聚汙水培養基去掉聚丙烯酰胺）中，在溫 度35°C、振蕩器轉速為160 rmiif1條件下培養，每隔24 h測定一次原油的濃度， 考察原油濃度隨時間的變化，並測定溶液pH的變化及菌濃。
4.2.1.2混合菌對原油生物降解的特性實驗
將原油培養基（原油濃度為5 gl；1，為滿足氣相色譜測定的需求）接入混合 菌，在溫度35°C、振蕩器轉速為160 rmiiT1培養7d後連同參照空白，按照2.2.1.2
63
的方法製備原油紅外光譜測定樣品、氣相色譜測定樣品。測定生物降解前後原油 的紅外光譜圖及氣相色譜（GC-FID與GC-MS)，利用生物降解前後的各烴組分 變化，探討混合菌降解原油的特性。
4.2.2結果與討論
4.2.2.1混合菌降解原油的動態曲線
—■ — Crude oil —〇 — Biomass —◄— pH
320
300
280
q.sm /100 Hs9pm°
-IE.=S°I,/ ss—os
Time / d
7.2
-7.1
SI-
測定了原油培養基生物降解7 d內原油濃度、pH、混合菌菌濃的變化，如圖 4-2-1所示。由圖4-1-1可以看出混合菌對原油降解的7d內，原油濃度持續下降 且趨於緩和，混合菌菌濃在第5 d時趨於穩定，pH持續降低至5 d後趨於穩定， 這可能是由於原油被降解時，飽和烴被降解為短鏈有機酸（甲酸、乙酸等）[125] 使pH降低，而後由於部分有機酸被繼續降解利用並且原油降解降解趨於緩和使 pH趨於穩定，並維持在弱酸性。
圖4-2-1原油生物降解過程中的動態變化 Fig. 4-2-1 The crude oil biodegradation and the growing trends of PAM-C
根據圖4-2-1中生物降解過程中原油濃度隨時間的變化數據，按照公式4-5 作圖擬合，結果見圖 4-2-2。由圖 4-1-2 可得，lnS=-0.0842什5.663 (R2=0.9752)。
因此，原油的降解過程也可用一級動力學模型來表示。
64
Time / d
圖4-2-2原油生物降解動力學擬合曲線 Fig. 4-2-2 The dynamic fitting cun^e of crude oil biodegradation 4.2.2.2混合菌對原油生物降解的特性
降解前後的紅外分析
對降解前後的原油樣品進行了紅外光譜分析，結果見圖4-2-3。由圖4-2-3 可以看出生物降解後的原油紅外吸收峰與降解前的吸收峰有明顯的區別，出現了 1654.52 cm_1的C=0吸收峰及3292.52 cm_1的0-H吸收峰。說明生物降解產物中 出現了可能含有C=0與0-H的物質。且在指紋去，降解後原油樣品出現1034.70 cm_1吸收峰，說明有芳烴組分結構發生變化而產生的吸收峰[129]。
1〇51Crude oil
4000350030002500200015001000500
Wave number / cm1
a原油樣品的紅外光譜圖 The FT-IR spectrum of crude oil control
65
b生物降解後原油樣品的紅外觀譜圖 The FT-IR spectrum of crude oil after biodegradation 圖4-2-3生物降解對原油紅外光譜的影響 Fig.4-2-3 The crude oil FT-IR spectra changes before and after biodegradation
降解前後的氣相色譜分析
對生物降解前後的原油樣品進行了 GC-FID及GC-MS分析，結果見圖4-2-4。 由圖4-2-4可以看出，生物降解後的烷烴與芳烴與生物降解前相比有較大程度的 降解，對烷烴降解率為33.2%，對芳烴降解率為38.6%。說明混合菌對芳烴的利 用率高於烷烴。而對於不同的烴組分呈現不同的特點。
對於中短鏈烷烴（C29及以前），生物降解明顯，且隨著烷烴鏈的增加，降 解率有下降趨勢，這是由於隨著烷烴鏈的增加對生物的毒性增大使其利用 率下降。對於C32以後的長鏈烷烴基本無降解。
Crude oil control
Crude oil after biodegradation
T 30000- U)
2 25000 20000-
〇
烷烴組分變化
66
對於結構相對較簡單的芳烴萘、芴、二苯並噻吩及它們的烷基衍生物、菲具 有較局的降解，對於菲的焼基衍生物、屈及其焼基衍生物基本無降解。
300¬
280¬
260¬
240-
Crude oil control
Crude oil after biodegradation
b芳烴組分的變化The change of aromatics 圖4-2-4原油生物降解前後的各烴組分變化 Fig.4-2-4 The change of hydrocarbons before and after biodegradation
4.3混合菌對原油與聚丙烯酰胺共存時的降解
The change of /^-alkanes
4.3.1實驗方法
4.3.1.1原油與聚丙烯酰胺共存對各自生物降解的影響
將未添加原油的模擬含聚汙水培養基為對照空白，改變模擬含聚汙水培養基 中原油的用量（0.1、0.3、1、5、10 g^L；1)，接入混合菌在溫度35°C、振蕩器轉 速為160 rmiiT1培養7 d測定其對聚丙烯酰胺的降解率及菌濃。
將未添加聚丙烯酰胺的模擬含聚汙水培養基為對照空白，改變模擬含聚汙水 培養基中聚丙烯酰胺的用量（0.1、0.5、1、1.5、2 gO/1)，接入混合菌在溫度35°C、 振蕩器轉速為160 rmiiT1培養7 d測定其對原油的降解率及菌濃。
4.3.1.2模擬含聚汙水中聚丙烯酰胺生物降解樣品的紅外色譜分析
將生物降解後的模擬含聚汙水及其對照空白中的聚丙烯酰胺按照2.3.1.1的 方法製得聚丙烯酰胺紅外樣品，進行紅外光譜掃描，表征原油存在對聚丙烯酰胺 降解的影響。
67
4.3.1.3模擬含聚汙水生物降解樣品中原油的氣相色譜分析
將生物降解後的模擬含聚汙水（原油用量5 gl；1，以滿足氣相色譜測定需求) 及其對照空白中的原油按照2.3.1.2的方法用正己烷萃取後利用GC-FID及 GC-MS測定各原油組分的變化。
4.3.2結果與討論
4.3.2.1原油存在對聚丙烯酰胺生物降解的影響
ooooooo
7 6 5 4 3 2 1
o/o/ap^J uon^p^JMapsvdH
TIE-la^cn/ S 震。S
0.10.31
Crude oil content /g-L"1
10
考察了不同濃度原油的存在對微生物降解聚丙烯酰胺的影響，結果見圖 4-3-1。由圖4-3-1可以看出，隨著原油濃度的增加，微生物對聚丙酰胺的利用率 先升高後降低。增加低濃度的原油有助於聚丙烯酰胺的降解，當原油濃度增加至 5 g-U1時，混合菌對聚丙烯酰胺的利用率與未添加原油的聚丙烯酰胺培養基基本 相平，當原油濃度增大至10 g^L/1時，混合菌對於聚丙烯酰胺的利用率反而低於 未添加原油的聚丙烯酰胺培養。這可能是由於在混合菌生長初期對長鏈大分子的 聚丙烯酰胺利用較為困難外，加適量的碳源（原油），混合菌會先以較容易利用 的直鏈烷烴為碳源進而在短期內提高混合菌菌濃、增加混合菌的活性，進而反過 來促進混合菌對聚丙烯酰胺的降解。而當原油的濃度增加到一定程度，較高濃度 的原油會對混合菌的毒性增大，從而使促進作用小於抑製作用，使混合菌對聚丙 烯酰胺的利用率下降。實際含聚汙水中原油濃度一般不高於lgi'因此，含聚 汙水中原油的存在會促進聚丙烯酰胺的生物降解。
圖4-3-1原油存在對聚丙烯酰胺降解的影響 Fig. 4-3-1 The effect of crude oil on HPAM biodegradation
對有原油共存的聚丙烯酰胺生物降解後的樣品進行紅外光譜掃描，並與無原 油共存的聚丙烯酰胺生物降解後的樣品為對照，結果見圖4-3-2。由圖4-3-2,可 以看出，有原油存在時聚丙烯酰胺生物降解後的樣品與無原油共存的聚丙烯酰胺
68
生物降解後的樣品出峰最大的不同在於1200〜800 cnr1區域，添加原油後生物降 解樣品出現1157.23 cm-1、1116.73 cm-1、943..15 cm-1三個明顯的峰，而無原油存
在的聚丙烯酰胺生物降解後的樣品在此區域隻出現了 1108.26 cnT1—個主峰。這 說明原油的存在不僅提高了聚丙烯酰胺的利用率，而且對其代謝產物組分有一定
影響。
a不含原油的聚丙烯酰胺生物降解的樣品
The FT-IR spectrum of HPAM biodegradation sample without crude oil existing
QOU--msuRIH
1.1 -|HPAM after biodegradation (Crude oil coexist)
0.3¬0.2-1384.83
11 i1 I1 I' I' I1 I1 I~
4000350030002500200015001000500
Wave number / cm1
b原油存在條件下聚丙烯酰胺生物降解的樣品 The FT-IR spectrum of HPAM biodegradation sample without crude oil existing 圖4-3-2原油對聚丙烯酰胺生物降解後紅外譜圖的影響 Fig. 4-3-2 The effect of crude oil on HPAM biodegradation in FT-IR spectra
69
4.3.2.2聚丙烯酰胺存在對原油生物降解的影響
Crude oil —■—Biomass
OOOOOOOOC
87654321 o/0'/0^^.! UOMP^P^JMQP H09pnj°
"0!.=90°"ss—OJg
0.511.52.0
HPAM content/g-L"1
考察了不同濃度原油的存在對微生物降解聚丙烯酰胺的影響，結果見圖 4-3-3。由圖4-3-3可以看出，與原油存在對聚丙烯酰胺的影響類似，在低濃度範 圍內（0〜lgt1)，聚丙烯酰胺的存在對原油的生物降解起到促進作用，而當聚 丙烯酰胺濃度高於1 gU1時，較高濃度的聚丙烯酰胺的存在對原油的降解起到抑 製作用。一般認為，由於原油的溶解度很小，原油的生物降解主要發生在油水界 麵，限製了微生物對原油利用能力，而在低濃度聚丙烯酰胺存在時，由於聚丙烯 酰胺對原油的增溶、乳化、分散作用，使更多的原油變為小油滴、水包油微乳液 進入水體，不但增大了原油的溶解度且增大了微生物與原油的接觸麵，使微生物 更容易攝取利用原油，提高了原油的利用率。而當聚丙烯酰胺濃度增大時，聚丙 烯酰胺的毒性作用迅速顯現，抑製了微生物的活性，使原油利用率下降。
圖4-3-3聚丙烯酰胺存在對原油降解的影響 Fig. 4-3-3 The effect of HPAM on crude oil biodegradation
由於原油組分複雜程度遠高於聚丙烯酰胺，且各組分的結構差別很大，微小 的變化難以在紅外譜圖中體現，因此采用氣相色譜手段以表征聚丙烯酰胺存在對 原油生物降解利用的影響。對有聚丙烯酰胺存在的原油生物降解後的樣品進行氣 相色譜分析（GC-FID及GC-MS)，並與無聚丙烯酰胺存在的原油生物降解後的 樣品為對照，結果見圖4-3-4。由圖4-3-4可以看出，對於烷烴而言，聚丙烯酰胺 的存在對各鏈的烷烴降解都有促進作用（圖4-3-4a)，這是由於聚丙烯酰胺的存 在增加了烷烴溶解性細菌更容易利用進而使降解率升高。而對於芳烴而言，聚丙 烯酰胺的存在促進了結構相對不是很複雜的芳烴（二苯並噻吩、芴及甲基芴）的 降解。這是由於結構相對簡單的萘及烷基萘由於揮發性較強，在降解過程中揮發 起了較為顯著的作用，而聚丙烯酰胺的存在使其溶解性增大，阻止了其揮發，使
70
其殘餘量相對升高;而對於菲等結構更複雜的芳烴，本來就很難被微生物利用率， 相對較為穩定，而由於二苯並噻吩、芴、甲基芴等組分的降解，使其相對含量升 高（圖 4-3-4b)。
T30000.
§25000.
C20000-
o
o15000-
10000-
c
o5000.
Crude oil after biodegradation Crude oil after biodegradation (HPAM coexist)
|
a對烷烴組分的影響 The effect on /^-alkanes
Crude oil after biodegradation Crude oil after biodegradation (HPAM coexist)
b對芳烴組分的影響 The effect on aromatics
圖4-3-4聚丙烯酰胺存在對原油生物降解的影響 Fig. 4-3-4 The effect of crude oil on HPAM biodegradation in GC analysis
在以上實驗的基礎上，對混合菌處理實際含聚汙水進行了探討。
71
4.4混合菌對含聚汙水的降解
4.4.1實驗方法
4.4.1.1含聚汙水可生化性調整
由2.2.1.1可知含聚汙水的氮磷含量偏低，需添加適量的氮磷營養源來改善 含聚汙水的可生化性。按照COD: N: P=100:5:l的比例添加NaN03、 K2HP04-NaH2P〇4來進行含聚汙水汙水的可生化性調整，並添加0.05 g，!；1酵母浸 粉。調整後的含聚汙水的BOD5為329±27 rng-L—1，BOD5/ COD提高到0.22,可 生化性得到了改善。
4.4.1.2含聚汙水的處理及指標檢測
將混合菌懸濁液按照3 ml^lOOmLy1接種量接種到可生化性調整後的含聚 汙水，在振蕩器轉速為160 rmin'溫度為35°C條件下培養7 d，並同時檢測COD、 聚丙烯酰胺濃度、原油含量、懸浮固體含量、細菌總數以及硫酸鹽還原菌菌含量。 4.4.2實驗結果與討論
4.4.2.1混合菌對COD、聚丙烯酰胺及原油的去除
r 600
/ a〇0
COD
1600¬
1400¬
1200¬
1000¬
800¬
600¬
400¬
200-
n__
-500
-400
-300
-200
4
02468
Time / d
-100
q.sm/ HS3PS0 JO PMYJH Jo S-U03
測定了含聚汙水在降解過程中COD、聚丙烯酰胺、原油濃度的變化（0d、 3d、7d)，結果如圖4-4-1所示
圖4-4-1混合菌對含聚汙水COD、聚丙烯酰胺及原油的去除 Fig. 4-4-1 The removal of COD? HPAM and crude oil in oil wastewater containing HPAM by PAM-C 通過7 d的降解，含聚汙水的COD由1497 mgt1降低至654 mgt1，混合 菌對COD去除率可達56.3%，聚丙烯酰胺濃度由461 mg^L；1降低至211 mg^L；1， 聚丙烯酰胺的降解率可達54.2%，原油含量由219 rngt1降低至118 mg_L'原 油的去除率可達46.1%。但是由於殘餘聚丙烯酰胺、原油含量仍很高，而且存在
72
其他未降解有機物質，使含聚汙水的COD值仍可達654 mg^L；1，與預期處理目 標（CODdOOmg.I；1)相差很大。
4.4.2.2混合菌對懸浮物的的去除
考察了混合菌對懸浮物的去除，結果見表4-4-1。由表4-4-1可知，混合菌 對懸浮物有一定去除作用，去除率可達50%左右。去除原因主要是有兩個，一個 是利用了懸浮物種可被混合菌利用的有機組成部分，另一個是分泌的大分子的代 謝產物中黏附在懸浮物上使其絮凝沉降。而由於微生物自身代謝會產生一部分懸 浮物，所以對懸浮物的去除有限。
表4-4-1生物降解對含聚汙水中懸浮物的去除
Table 44-1 The removal of SSs by biodegradation in oil wastewater containing HPAM
0d3d7d
懸浮物含量（mg*L_1)101士1347 士 953 士 7
a生物降解前含聚汙水水樣中的懸浮物的紅外光譜圖 The FI-IR spectrum of SS before biodegradation in oil wastewater containing HPAM
73
測定了生物降解前後水樣中懸浮物的紅外光譜圖，結果見圖4-4-2。由於懸 浮物中組分複雜，僅通過紅外光譜圖很難進行定性或定量分析，但可以通過比較 生物降解前後各吸收峰的強度、位置變化，在一定程度上反映生物降解的影響。 由圖4-4-2可以看出，生物降解後懸浮物的吸收峰的變化與生物降解前的最大變 化是2850.34 cm' 2920.00 cm_1處吸收峰相對豐度在生物降解後銳減，這表明， 懸浮物中在生物降解前存在的某有機成分在生物作用後含量大幅減少導致吸收 峰豐度銳減，這也從另一個方麵印證了生物降解對懸浮物的去除作用。而生物作 用後1250〜1750 cnT1區域的峰明顯比生物作用前出峰變得更為繁雜，說明生物作 用後的懸浮物中增加了新的組分，這與細菌本身產生的代謝產物有關。
b生物降解後含聚汙水水樣中的懸浮物的紅外光譜圖 The FI-IR spectrum of SS after biodegradation in oil wastewater containing HPAM 圖4-4-2生物降解前後含聚汙水水樣中的懸浮物的紅外光譜圖 Fig. 4-4-2 The FI-IR spectra of SS before and after biodegradation in oil wastewater containing HPAM 4.4.2.3混合菌對硫酸鹽還原菌的的去除
12000-,—SRB
-〇- PAM-C
■lE-ls / §s°ss 自 ojg
g
g
20
IIIIiIII^
01234567
Time / d
_-|〇|.一一90 卜 CH/0lsvd .Jo ss^曰 jg
考察了混合菌對硫酸鹽還原菌的去除，結果見圖4-4-3。由圖4-4-3可知， 隨著混合菌的生長，混合菌菌濃的增加，硫酸鹽還原菌的含量逐漸減少，經過7 d的生長競爭與有氧抑製，硫酸鹽還原菌含量由10000 celhmU1降至100 celhmU1 以下，對硫酸鹽還原菌的的競爭去除率達99%以上。
圖4-4-3混合菌生長對硫酸鹽還原菌的去除 Fig. 4-4-4 The SRB removal during PAM-C growing process
74
4.5本章小結
對混合菌降解利用聚丙烯酰胺及原油的特性進行了探討，利用發酵罐對混合 菌進行了小型發酵試驗，考察了混合菌發酵過程中的動態變化，並探討了混合菌 對含聚汙水中指標物質的去除，得出了以下結論：
對混合菌降解聚丙烯酰胺的特性進行了分析，結果顯示混合菌對聚丙烯 酰胺的降解過程可用一級動力學模型來表示；利用生物降解前後聚丙烯酰胺的紅 外光譜圖及飛行時間質譜得到的生物降解後的產物片段分析結果結合對混合菌 對聚丙烯酰胺生物降解特性，在已有文獻的基礎上，初步推斷了聚丙烯酰胺的生 物降解機理：混合菌可能通過生物催化類Fenton反應將聚丙烯酰胺分解為可利 用的小分子片段作為碳源，利用酰胺水解酶水解聚丙烯酰胺的酰胺基獲得可被利 用的氮源，進而促進自身的生長。
對混合菌降解原油的特性進行了分析，結果表明混合菌對原油的降解過 程也符合一級動力學模型；測定了生物降解前後的紅外光譜圖並對混合菌生物降 解過程中的原油各烴組分的變化進行了探討，結果表明，混合菌對原油中的芳烴 利用率高於烷烴，且對不同的烴類的利用呈現不同特點。
考察了原油/聚丙烯酰胺共存對各自生物降解的影響。結果表明，在各自 較低含量範圍內（原油0〜5 g_L'聚丙烯酰胺0〜0.5 g^L；1)，聚丙烯酰胺與原油 的共存可促進各自被生物利用的效率。
利用混合菌對含聚汙水進行了降解。結果表明，通過7 d的降解，混合 菌對COD去除率可達56.3%，聚丙烯酰胺的降解率可達54.2%，原油的去除率 可達46.1%。但是由於殘餘聚丙烯酰胺、原油及其他物質的存在，含聚汙水的 COD值仍然很高，與預期處理目標相差很大；混合菌對懸浮物有一定去除作用， 去除率可達50%左右，但由於微生物自身代謝會產生一部分懸浮物，所以對懸浮 物的去除有限。混合菌對硫酸鹽還原菌具有很好去除作用，對硫酸鹽還原菌競爭 去除率達99%以上。
75
5 Fenton氧化提高含聚汙水可生化性的可行性分析
由於含聚汙水的可生化性差，生物降解對含聚汙水中的指標汙染物（聚丙烯 酰胺、原油等）的去除效率較低。本章采用Fenton氧化手段來提高含聚汙水的
可生化性。分析探討含聚汙水的Fenton氧化條件以及進行Fenton預氧化生
化聯用的可行性。
在進行Fenton氧化時，做以下改進：調節pH所用硫酸代替常用的鹽酸，一 可以在測定COD時減少C1離子的幹擾，另外可以在實際應用時減少對設備的腐 蝕（Cr的腐蝕速率高於S〇42_)。pH調節中性終止反應時用CaO代替NaOH溶 液，一可以在調中性過程中生成的Fe(OH)3與CaS04共沉澱增加絮凝效果，並減 少反應後溶液中Fe3+的產生的顏色色度，二可以降低實際使用成本（CaO價格遠 低於NaOH)。
Fenton氧化對含聚汙水中主要指標物質的去除
5.1.1實驗方法
Fenton氧化對聚丙烯酰胺的去除及條件優化
配製聚丙烯酰胺培養基（模擬含聚汙水培養基去掉原油、酵母浸粉，本章無 特殊說明即為此培養基)，每次Fenton氧化的實驗體積為100 mL，實驗在恒溫 水浴振蕩器中進行。用1 mohl；1的硫酸溶液和1 mohl/1氫氧化鈉調節溶液的pH 值滿足實驗所需pH值。加入定量的FeS04_7H20攪拌均勻後再逐滴加入定量的 H202震蕩一定時間後，加入Mn02並用CaO調節pH至中性終止反應，離心後 後取上清液測定溶液的COD&值，計算聚丙烯酰胺的去除率。
Fenton氧化所用H202試劑為3%的雙氧水溶液（30%的雙氧水試劑稀釋10 倍）。根據相關文獻[84_87]，設定Fenton氧化聚丙烯酰胺培養基的初始條件為H202 5 mL.I；1、FeS04.7H20 500 mg.L-1、pH 3.0、溫度 30°C、反應時間 30 min。對 Fenton 氧化聚丙烯酰胺的條件進行優化，采用單因素單水平實驗，分別改變H202及 FeS04_7H20的用量、溶液的pH、反應溫度、反應時間，考察各氧化條件對溶液 聚丙烯酰胺降解的影響。
Fenton氧化對原油的去除及條件優化
配製300 mgt1的原油培養基（模擬含聚汙水培養基去掉聚丙烯酰胺、酵母 浸粉，本章無特殊說明即為此培養基)，每次Fenton氧化的實驗體積同樣為為100 mL，實驗步驟與聚丙烯酰胺氧化相同。
按照公式2-2估算原油培養基的CODCr值約為1000 mg，!/1，因此設定Fenton 氧化原油培養基的H202用量為10 mL_L_1，而由於此氧化是發生在兩相界麵（油 /水）的氧化，氧化速率比水相中的要低[88]，因此設定初始氧化反應時間為lh，
76
其餘條件與Fenton氧化聚丙烯酰胺初始條件相同，同樣分別改變H202及 FeS04_7H20的用量、溶液的pH、反應溫度、反應時間，測定原油含量的變化， 考察各氧化條件對原油去除的影響。
Fenton試劑對模擬含聚汙水的氧化
配製模擬含聚汙水（無酵母浸粉)，每次Fenton氧化模擬含聚汙水的實驗體 積仍為100 mL，在對Fenton分別氧化聚丙烯酰胺及原油的優化條件基礎上著重 考察H202、FeS04_7H20用量對模擬含聚汙水中二者的去除。並與各自的空白對 照考察原油/聚丙烯酰胺存在條件下，對Fenton試劑去除聚丙烯酰胺/原油的影響。
Fenton試劑對含聚汙水的降解實驗
在優化Fenton試劑氧化含聚汙水的條件的基礎上，考察Fenton試劑對實際 含聚汙水的去除，測定含聚汙水中COD、聚丙烯酰胺、原油、懸浮物、細菌總 數、硫酸鹽還原菌含量的變化。
5.1.2結果與討論
Fenton氧化對聚合物的去除
無機鹽對Fenton氧化的影響
調節模擬含聚汙水中的聚丙烯酰胺含量為100、500、1000、1500、2000 mgO/1， 考察Fenton氧化不同濃度的聚丙烯酰胺的降解率，同時對同時以100、300、500、 800、1000、2000 mg^L；1滅菌後的聚丙烯酰胺溶液作為空白對照，測定溶液的 COD、聚丙烯酰胺濃度，考察無機鹽對Fenton氧化的影響。測定了 Fenton氧化 對不同聚丙烯酰胺含量的含聚汙水及對照中聚丙烯酰胺去除，結果見圖5-1-1。
由圖5-1-1可以與純聚丙烯酰胺溶液相比，看出無機鹽對Fenton氧化去除溶 液中的聚丙烯酰胺的效果影響不顯著，即無機鹽的存在對水溶液中Fenton試劑 產生自由基及Fe2+催化氧化影響很小。
77
05050505050
98877665544
% / S^J uolpppp-x^00
—■— HP AM removal m HP AM media —〇^ The control (no inorganic salt)
0200400600800 1000 1200 1400 1600 1800 2000 2200
HPAM content / mg-L"1
圖5-1-1無機鹽對Fenton氧化的影響 Fig.5-1-1 The effect of inorganic salts content on Fenton oxidation
H202 及 FeS04_7H20 的用量
在？68〇4.7112〇用量 500111§.1/1、？113.0、溫度301：、反應時間30111丨11時考 察了不同H202用量對Fenton氧化降解聚丙烯酰胺的影響，結果見圖5-1-2。由 圖5-1-2可以看出，隨著H202用量的增加，聚丙烯酰胺的降解率先增加後降低。 這可以從Fenton氧化作用機理方麵解釋H202用量的不同對聚丙烯酰胺降解效率 的影響。當溶液液中H202存在時，Fe2+也能對聚丙烯酰胺有一定程度的去除（去 除率可達15%以上），這是由於Fenton試劑的絮凝作用所致。在反應結束由酸 性調中性的過程中，Fe2+在溶液中溶解氧的存在下被迅速氧化Fe3+繼而生成沉澱 Fe(OH)3, Fe(OH)3在沉澱過程中，聚丙烯酰胺被吸附共沉澱，從而達到被去除的 效果。在溶液中H202處於較低濃度範圍（添加量為0〜5 mlrU1)時，隨著隨著 H202濃度增大，Fe2+與H202氧化生成的氧氫自由基（_OH)越來越多，與聚丙 烯酰胺引發的自由基反應也越來越多，進而使聚丙烯酰胺被降解，從而使聚丙烯 酰胺的去除效率也越來越高。而隨著H202濃度越來越高，產生的氧氫自由基 (•OH)過多時，會與Fe2+發生自由基副反應生成Fe3+，Fe2+的濃度使催化效率 下降，而且H202濃度過高會發生自身分解反應進而消耗氧氫自由基（_OH) [84]， 因此造成聚丙烯酰胺的去除效率降低。因此5 ml^U1的H202的用量即可滿足500 mg-U1聚丙烯酰胺的降解。
78
oooooo
7 6 5 4 3 2 O/J/GP^J UO-^P^P^JM00
101520
HO dose / mL.L 1
25
30
IQ-
35
圖5-1-2 H202用量對聚丙烯酰胺去除率的影響。
Fig. 5-1-2 The effect of H2〇2 dosage on HPAM removal efficency 在壓02用量5!1111/11113.0、溫度3〇1：、反應時間3〇111丨11時考察了不同 FeS(V7H20用量對Fenton氧化降解聚丙烯酰胺的影響，結果見圖5-1-3。由圖
1-2可以看出，隨著FeS(V7H20的用量增加，聚丙烯酰胺的去除率越來越大， 但當FeS04_7H20達到500 mg^L；1以後，隨著FeS04_7H20再增加，對聚丙烯酰 胺的去除能力增加變緩。當FeS04_7H20用量500 mg，!/1即可滿足Fe2+催化的所 需，而過多的FeS04_7H20隻是增加了絮凝作用對聚丙烯酰胺的去除，不但會浪 費藥劑，而且會使反應後溶液帶有的色度加深，給後續處理帶來麻煩。因此500 !^_!；46804_71120的用量即可滿足催化與降解的需要。而當無Fe2+作催化劑時， 此時低濃度的H202對聚丙烯酰胺的去除率極低（低於5%)，這也印證了 Fe2+ 的存在可以極大的提高H202的氧化效率[85]。
79
oooooooo
98765432
0/°'/ ^J UOIP^P^JMQQ
10-
0-*1|I |||1|1 I ' I ' I' I ' I^
015030045060075090010501200
FeS〇4-7H^0 dose / mg-L_1
圖5-1-3 FeS04_7H20的用量對聚丙烯酰胺去除率的影響 Fig. 5-1-3 The effect of FeS04-7H20 dosage on HPAM removal efficency
反應體係pH值
反應體係的pH對於Fenton氧化反應極為關鍵，直接影響了 H202的穩定性 與Fe2+的催化效率，因此在不同pH環境下Fenton試劑對有機物的去除效率有很 大不同。已有研究表明，pH3-5的可以使Fenton氧化具有較高的效率[84]。pH過 高，Fe2+轉化為Fe3+，雖然Fe3+也可以催化H202,但催化效率遠低於Fe2+，而且 H202在高pH環境下分解加速，當pH過低時，H202穩定性增加反而不利用氧氫 自由基的產生，且使Fe2+的催化效率降低；而且pH過低在實際應用中受限，不 僅需要大量的酸去維持低pH環境，還需要耐酸腐蝕的設備，增大了使用的成本。 在 H202 用量 SmL.L'FeSO^I^O 用量 SOOmg.I；1、溫度 30°C、反應時間 30min 時考察了不同反應體係pH對Fenton氧化降解聚丙烯酰胺的影響，結果見圖 5-1-4。由圖5-1-4可以看出，pH為3時，Fenton氧化效率最高，對聚丙烯酰胺 的去除率可達73.5%。當pH3〜5時，Fenton氧化對聚丙烯酰胺的去除率均可達 60%以上，可根據實際需求，選擇合適的反應體係pH。
80
2〇 H111111111
12345678910
pH
圖5-1-4反應體係pH值對聚丙烯酰胺去除率的影響 Fig. 5-1-4 The effect of reaction system pH on HPAM removal efficency
反應溫度及反應時間
在 H202 用量 5 mLO/1、FeS(V7H20 用量 500 mg-I；1、pH 3.0、反應時間 30
min時考察了不同反應體係溫度對Fenton氧化降解聚丙烯酰胺的影響，結果見圖 5-1-5。由圖5-1-5可以看出，雖然溫度會影響H202的穩定性及產生自由基的速 率[85]，但在設定的溫度範圍內（10〜60°C)，溫度對於Fenton氧化效率的影響遠 不如pH、H202及FeS04_7H20用量大。隻有當溫度較高時（50〜60°C)時，影響 稍微顯著，而在20〜40°C範圍內，溫度對Fenton氧化效率的影響不明顯，且對聚 丙烯酰胺的去除率均在70%以上。在實際應用中，根據實際情況選擇合適的溫度。
圖5-1-5反應體係溫度對聚丙烯酰胺去除率的影響 Fig. 5-1-5 The effect of reaction system temperature on HPAM removal efficency
81
在 H202 用量 5 mLI；1、FeS04_7H20 用量 500 mgO/1、pH 3.0、反應溫度為
o/o/Gl^J UOJl^p^J^GQ
20
4060
Time / min
80
100
120
30°C時考察了不同反應體係時間對Fenton氧化降解聚丙烯酰胺的影響，結果見 圖5-1-6。由圖5-1-6可以看出，由於是自由基反應機理，Fenton氧化速率相當 快速，在反應的前15 min內聚丙烯酰胺的去除率即可達到穩定值，且前10 min 即完成了對聚丙烯酰胺去除率的90%以上。這與文獻[1〜的研究在水溶液中 Fenton氧化反應主要集中在前10 min結論相符。15 min以後去除率變化不大。
-10-
圖5-1-6反應時間對聚丙烯酰胺去除率的影響 Fig. 5-1-6 The effect of reaction time on HPAM removal efficency
Fenton氧化對原油的去除
由於是油水兩相體係，Fenton氧化對於油的氧化主要集中在油水界麵及溶 解、乳化於水中的那部分油，因此其氧化效率與水溶性的聚丙烯酰胺相比要低。
FeS04_7H20 及 H202 的用量
在H202用量10 mLO/1、pH 3.0、溫度30°C、反應時間1 h時考察了不同 FeS04_7H20用量對Fenton氧化降解原油的影響，結果見圖5-1-7。由圖5-1-7可 以看出，在FeS04_7H20用量較少的情況下（lOOrng^L；1)，即對原油有相對較高 的去除率，隨著FeS(V7H20的用量增加，原油的去除率雖然有所增加，但增幅 不大，當FeS(V7H20超過500 mg^L；1，反應後FeS(V7H20產生的過多的Fe(OH)3 絮狀物與原油粘附在一起，對測定產生影響，使測定誤差變大。
82
o 5 4 3
o/o/Gl^J UOJl^p^J^GQ
020040060080010001200
FeS〇4-7H2〇 dose/ mg-L 1
o/o/Gl^J UOJl^p^J^GQ
T | I | ' | 1 | 1 | 1 | 1 | 1 | 1 | 1 | 1 | 1 |
0510 15 20 25 30 35 40 45 50 55
Ho0o dose / mL-L 1
圖5-l-7FeS04々H20的用量對原油去除率的影響 Fig. 5-1-7 The effect of FeS04-7H20 dosage on crude oil removal efficency 在FeS04_7H20用量500 mg〇A pH3.0、溫度30°C、反應時間lh時考察 了不同H202用量對Fenton氧化降解原油的影響，結果見圖5-1-8。由圖5-1-8可 以看出，與水溶性的聚丙烯酰胺不同的是，隨著H202用量的增加，原油的去除 率先增加後趨於穩定，當H202用量為10 mlrU1，對原油的去除率可達28.9%， 而後隨著雙氧水用量H202用量大幅增加，但對於原油的去除率影響不大。
圖5-1-8 H202用量對原油去除率的影響 Fig. 5-1-8 The effect of H2〇2 dosage on crude oil removal efficency
2)反應體係pH值、溫度及反應時間
在 H202用量 lOmL.I/1、FeS04.7H20 用量 SOOmg.I/1、溫度 30°C、反應時
83
5 0 5 0 5 2 2 11
0/°'/^UOJIBPBJM00
間1 h時考察了反應體係不同pH對Fenton氧化降解原油的影響，結果見圖5-1-9。 由圖5-1-9可以看出與Fenton氧化聚丙烯酰胺類似，反應pH對去除率影響很大， 隨著體係pH升高，原油的去除效率下降明顯。當體係pH在3-5時，Fenton氧 化對原油的去除率高於22%。
U -J I I I |1|' I ' I ' I ' I ' I ' I
12345678910
pH
圖5-1-9反應體係pH值對原油去除率的影響 Fig. 5-1-9 The effect of reaction system pH on crude oil removal efficency 在 H202 用量 lOmLO/1、FeS04.7H20 用量 SOOmg.I；1、pH3.0、反應時間 1
h時考察了不同反應體係溫度對Fenton氧化降解聚丙烯酰胺的影響，結果見圖 5-1-10。由圖5-1-10可以看出，在測定的溫度範圍內（10-60°C)，溫度對Fenton
〇I 1 I ' I 1 I 1 I ' I 1
102030405060
Temperature / 0C
氧化去除原油的效率影響也較小，與Fenton氧化聚丙烯酰胺類似。
圖5-1-10反應體係溫度對原油去除率的影響 Fig. 5-1-10 The effect of reaction system temperature on crude oil removal efficency 在 H202 用量 lOmL.L-1、FeS04.7H20 用量 SOOmg.L-1、pH3.0、反應溫度為
84
5 0 5 0 5 0 5 3 3 2 2 1 1
O/J/GP^J UO-^P^P^JM00
020406080100120
Time / h
30°C時考察了不同反應體係時間對Fenton氧化降解原油的影響，結果見圖 5-1-11。由圖5-1-11可以看出，由於是兩相之間的反應，Fenton氧化隻發生在油 水界麵，氧化速率相比水溶性的聚丙烯酰胺要慢很多，經過大約40 min的氧化， Fenton試劑對原油的去除率趨於穩定，1 h的反應時間足以滿足Fenton試劑對原 油的降解。
圖5-1-11反應時間對原油去除率的影響 Fig. 5-1-9 The effect of reaction time on crude oil removal efficency
Fenton氧化對模擬含聚汙水的降解
在基於聚丙烯酰胺與原油各自單一存在時Fenton試劑對二者的降解效果後， 考察了 Fenton試劑對二者共存條件下（模擬含聚汙水中）對二者的去除。並以 原油單一存在氧化時的條件為模擬含聚汙水氧化的初始條件。
Fenton氧化降解模擬含聚汙水中條件優化
在FeS04_7H20用量SOOrngf1、pH3.0、溫度30°C、反應時間lh時考察了 不同H202用量對Fenton氧化降解模擬含聚汙水中聚丙烯酰胺與原油的影響，並 以二者單一存在時的去除效果為對照，結果見圖5-1-12。由圖5-1-12可以看出， 聚丙烯酰胺與原油共存時，隨著H202濃度的增加，Fenton氧化對二者的去除效 率趨勢與二者單一存在時基本吻合。但在H202濃度較低時（dOmlrU1)原油 存在的條件下，聚丙烯酰胺的去除效率比單一存在時稍有下降，當H202投加量 增加至15 mlrU1，基本達到單一存在時的去除效率。在二者共存下，Fenton氧 化對原油的去除效率隨H202濃度的增加的變化趨勢與聚丙烯酰胺類似。但在 H202濃度較高時（>10 mlrU1)，二者共存時對原油的去除率高於原油單一存 在時的去除率。這是由於Fenton氧化時聚丙烯酰胺的存在對原油存在增溶、乳 化作用，此作用增大了原油與Fenton試劑的接觸麵，進而促進了原油的降解。
85
由圖5-1-12可以看出，當H202投加量增加至15 mL，!；1，Fenton氧化對二者都具
有較高的去除率，分別可達69.2%、33.2%，可以滿足Fenton氧化的需求。
■ HPAM Fenton oxidation (Crude oil coexist)
圖5-1-12雙氧水用量對Fenton氧化模擬含聚汙水的影響 Fig. 5-1-12 The effect of H2〇2 dosage on degradation of simulated oil wastewater containing HPAM 在H202用量10 mLO/1、pH 3.0、溫度30°C、反應時間1 h時考察了不同 FeS(V7H20用量對Fenton氧化降解模擬含聚汙水中聚丙烯酰胺與原油的影響， 並以二者單一存在時的去除效果為對照，結果見圖5-1-13。由圖5-1-13可以看出， 聚丙烯酰胺，原油的共存時隨著FeS(V7H20用量的增加，Fenton氧化對二者的 去除效率趨勢也與二者單一存在時類似。但二者共存時聚丙烯酰胺的去除率低於 聚丙烯酰胺單一存在時的去除率。這部分的差值可能是由於Fenton氧化後的絮 凝效果不同引起的，由於原油的存在，聚丙烯酰胺的被吸附絮凝的量少於其單一 存在時，進而造成去除率稍低。而原油在聚丙烯酰胺存在時因其增溶作用的影響， Fenton氧化對其去除率高於原油單一存在時。當FeS04_7H20用量為700 mg-U1 時基本可以滿足對模擬含聚汙水降解的需求。
86
o/o/Gl^J UOJl^p^J^GQ
■ HPAM Fenton oxidation (Crude oil coexist) HPAM contol
020040060080010001200
FeS〇4.7H2〇 dose / mg.L 1
圖5-1-13二價鐵用量對Fenton氧化模擬含聚汙水的影響 Fig. 5-1-13 The effect of Fe2+ dosage on degradation of simulated oil wastewater containing
HPAM
在壓〇2用量15!111^1/1、？68〇4.7112〇用量 700 111§.1；1、溫度301：、反應時
o o o o o o o
8 7 6 5 4 3 2 O/J/GP^J UO-^P^P^JM00
HPAM Fenton oxidation (Crude oil coexist)
HPAM contol
Crude oil Fenton oxidation (HPAM coexist) Crude oil control
〇J iiiiiii
2345678
pH
間1 h時考察了反應體係不同pH對Fenton氧化降解模擬含聚汙水中聚丙烯酰胺 與原油的影響，並以二者單一存在時的去除效果為對照，結果見圖5-1-14。由圖 5-1-14可以看出，pH對二者共存時去除效率的影響與二者單一存在時類似。且 不同pH條件下，二者共存時對各自的影響與考察FeS(V7H20用量因素的結果 類似。
圖5-1-14 pH對Fenton氧化模擬含聚汙水的影響
Fig. 5-1-14 The effect of reaction system pH on degradation of simulated oil wastewater containing HPAM
87
由於設定反應溫度對二者影響都不大，足夠長的反應時間（1 h)足以滿足 二者的去除效率，未對設定的反應溫度與反應時間進行考察，二者共存時與單一 存在時的區別，根據實際情況，設定模擬含聚汙水的反應溫度為30°C，反應時 間為1 h。
不同原油含量對Fenton氧化去除聚丙烯酰胺的影響
固定模擬含聚汙水中聚丙烯酰胺含量為500 mgU1，設定不同的原油含量 (0~2400 mg.I；1)，Fenton 氧化條件不變（H202 用量 15 mL.I；1、FeS04.7H20 用量VOOrngl1、溫度30°C、pH3.0、反應時間lh)考察原油含量的變化對聚丙 烯酰胺去除的影響，結果見圖5-1-15。由圖5-1-15可以看出，隨著原油濃度的增 大，原油影響聚丙烯酰胺去除的作用越顯著，在現有的Fenton氧化條件下，合 適的原油濃度範圍（0〜600 mgU1)，對聚丙烯酰胺氧化降解影響不大。
30-
J _ I _ I _ I _ I ^
o o o o o
8 7 6 5 4
o/o/ap^J UOHl^p^JMapsvdH
150300600
Crude oil content / mg.]
1200
2400
圖5-1-15原油存在對Fenton氧化去除聚丙烯酰胺的影響 Fig. 5-1-15 The effect of crude oil on HPAM Fenton oxidative degradation
3 )不同聚丙烯酰胺含量對Fenton氧化去除原油的影響
固定模擬含聚汙水中原油含量為300 mg，!/1，設定不同的聚丙烯酰胺含量 (0~1000 mg.I；1)，Fenton 氧化條件不變（H202 用量 15 mL.I；1、FeS04.7H20 用量VOOrngl1、溫度30°C、pH3.0、反應時間lh)考察聚丙烯酰胺含量的變化 對原油去除的影響，結果見圖5-1-16。由圖5-1-16可以看出，在一定濃度範圍內， 聚丙烯酰胺的存在會增大Fenton氧化對原油的去除率，且隨著聚丙烯酰胺濃度 的增大，聚丙烯酰胺對Fenton氧化原油的促進作用出現先增大後減少的趨勢， 本實驗中300 mgU1聚丙烯酰胺濃度對原油降解的促進作用最為顯著。模擬含聚 汙水中聚丙烯酰胺現有的濃度（500 mgU1)對原油的氧化降解也具有促進作用。
88
o/o/elBJ UOJIBPBJMep =0 9pnJ°
圖5-1-16聚丙烯酰胺存在對Fenton氧化去除原油的影響 Fig. 5-1-15 The effect of HPAM on crude oil Fenton oxidative degradation
Fenton氧化對含聚汙水的降解
考察了不同pH環境下（3、5、7)，Fenton氧化對實際含聚汙水的降解作 用，H202及FeS04.7H20的用量分別為15 mLO/1、700 mgO/1、反應溫度為30°C、 反應時間1 h。
Fenton氧化對COD、聚丙烯酰胺及原油的去除
闕C0D
9〇 1^ HPAM
//^//Crude oil
pH
由圖5-1-17可以看出在不同pH環境下，Fenton氧化對COD、聚丙烯酰胺 及原油的去除差別很大，pH為7時效果最差，而pH為5時雖然去除效果不如 氧化pH為3時效果好，但對含聚汙水的COD、聚丙烯酰胺及原油的去除率也 達到 61.5%、74.0%、47.2%。
圖5-1-17 Fenton氧化對含聚汙水COD、聚丙烯酰胺及原油的去除 Fig. 5-1-17 The removal of COD? HPAM and crude oil by Fenton oxidation
89
2 ) Fenton氧化對懸浮物的的去除
由表5-1-1可以看出在不同的pH氧化環境對懸浮物的去除效率影響不大， 均可在80%以上，這是由於Fenton氧化對懸浮物的去除主要是通過絮凝作用完 成的，而由於氧化效率的不同導致不同pH氧化環境下對懸浮物的去除效率的差 別。
表5-1-1 Fenton氧化對懸浮物的的去除（不同氧化pH)
Table 5-1-1 The removal of SS by Fenton oxidation in oil wastewater containin HPAM (under
different oxidation pH condition )
pH=3pH=5pH=7
Fenton氧化前懸浮物含量(mg.L-1)102 士 7102 士 7102 士 7
Fenton氧化後懸浮物含量(mg.L-1)11 士214 士417士 5
平均去除率89.2%86.3%83.3%
測定了 Fenton氧化反應前後含聚汙水中懸浮物紅外光譜的變化，結果見圖 5-1-18。由圖5-1-18可以看出，Fenton氧化前較明顯的吸收峰3297.22 cm-1、 2920.00 cm-1、2850.34 cm-1、1067.25 cm-1 在 Fenton 氧化後的樣品中均消失了，
這表明Fenton氧化對懸浮物中的有機物有很明顯的去除作用。
a含聚汙水中懸浮物的紅外譜圖
The FI-IR spectrum of SS in oil wastewater containing HPAM
90
b Fenton氧化後含聚汙水中懸浮物的紅外譜圖 The FI-IR spectrum of SS in oil wastewater containing HPAM after Fenton oxidation treatment 圖5-1- 18 Fenton氧化前後含聚汙水中懸浮物的紅外譜圖變化 Fig. 5-1-18 The FI-IR spectra of SS in oil wastewater containing HPAM before and after Fenton
oxidation treatment
3) Fenton氧化對硫酸鹽還原菌的去除
考察了在3個不同pH氧化環境下（pH 3、5、7)，Fenton氧化對硫酸還原 菌的去除作用，結果見表5-1-2。由表5-1-2可以看出，較高濃度的雙氧水在Fe2+ 的催化下在對微生物有很強的滅殺作用，僅作用1 h，不同氧化pH環境對硫酸 鹽還原菌的去除率均可達98%以上，隨著氧化pH的降低，氧化效率增強，氧化 pH為3時，對硫酸鹽還原菌的去除率可達99.9%。Fenton氧化對總菌也有很高 的去除率，不同氧化pH環境對總菌的去除率也可達90%以上，但由於汙水中存 在產芽孢類細菌，對環境的適應能力強，存活率高於硫酸鹽還原菌。
表5-1-2 Fenton氧化對硫酸鹽還原菌的的去除（不同氧化pH)
Table 5-1-2 The SRB removal after Fenton oxidation treatment in oil wastewater containin HPAM (under different oxidation pH condition )
pH=3pH 二 5pH=7
Fenton氧化前氧化前氧化後氧化前 氧化後氧化前氧化後
硫酸鹽還原菌 菌濃(1.5 士 0.5)x：104<10(1.5±〇.5)xl〇4 70±10(1.5±〇.5)xl〇4300士50
(cell-mL1) 細菌總數 (cell-mL1)(8.5 士 0.5)x：105(5±l)xi〇2(8.5±〇.5)xl〇5 (1.5±〇.5)xl〇3(8.5±〇.5)xl〇5(7.5±〇.5)xl〇3
91
Fenton氧化對含聚汙水可生化性的貢獻
測定了 3個不同pH環境下（pH 3、5、7) Fenton氧化對含聚汙水可生化 性的改變，結果見表5-1-3。由表5-1-3可以看出，不同pH氧化環境導致Fenton 氧化對有機物去除效率的不同而使含聚汙水的可生化性不同。在現有的條件下氧 化效率越高，對難降解有機物去除越徹底，可生化性提高越明顯。在對Fenton氧 化後的含聚汙水添加營養源調整後，其BOD5/COD值均在0.3以上，可生化性改 善明顯。
表5-1-3 Fenton氧化對含聚汙水可生化性的貢獻 Table 5-1-3 The contribution of Fenton oxidation treatment to the biodegradability of oil
wastewater containin HPAM
pH=3pH=5pH=7
原始水樣的BOD5/COD0.12 士 0.020.12 士 0.020.12 士 0.02
Fenton 氧化後 BOD5 / COD0.34 士 0.030.32 士 0.020.20 士 0.01
Fenton氧化並添加營養源調整後0.43 士 0.020.4 士 0.030.32 士 0.02
由於Fenton氧化能提高汙水的可生化性，可嚐試被Fenton氧化後含聚汙水 再利用功能混合菌繼續降解去除殘餘有機物，使含聚汙水中的指標物質得到更有 效的去除。下麵需對Fenton氧化與生物降解聯用處理的可行性進行分析。
5.2 Fenton預氧化生化聯用處理可行性分析
5.2.1實驗方法
Fenton i式劑中H202對微生物的影響]
添加不同濃度的H202,考察H202的存在對混合菌降解模擬含聚汙水的影響， 以未添加雙氧水的模擬含聚汙水為空白。
Fenton預氧化——生化聯用對模擬含聚汙水的降解
考察在不同初始氧化pH值（3、5、7)條件下Fenton預氧化——生化聯用 對模擬含聚汙水的降解。同時以聚丙烯酰胺、原油單獨存在時Fenton預氧化一 生化聯用對二者的去除作為對照，除設定的pH外，Fenton氧化采用5.1中各自 最佳氧化條件，生物降解時，混合菌降解是在30°C條件下培養5 d，測定其降解 率。
Fenton預氧化——生化聯用對實際含聚汙水的降解
考察在不同初始氧化pH值（3、5、7)條件下Fenton預氧化——生化聯用 對含聚汙水的降解。處理條件與5.2.1.2相同。
5.2.2結果與討論
Fenton i式劑對生物降解的影響]
Fenton試劑氧化pH環境一般是在3-5時才具有較高的氧化效率，而功能混
92
合菌一般是在中性偏堿性環境下才具有較高的生物活性，因此，Fenton試劑氧化 處理後的汙水需要將pH調至中性環境，以便在生物降解處理時混合菌能對有機 物具有較高的去除效率，同時在實際應用中，中性環境可以減少汙水對設備的腐 蝕。
Fenton試劑氧化含聚汙水後，在汙水中會殘有一定量的Fe3+與H202，與生 物降解聯用時，需考慮殘餘的Fe3+與H202對生物降解影響。前麵章節實驗已證 明汙水中殘餘的少量的Fe3+會促進微生物的降解（詳見3.3.2.2,7)微量元素）， 而殘餘H202對生物降解的影響還未知。Fenton氧化實驗中加入H202的濃度為 5.58 mmol_L_1，Fenton 氧化後溶液中殘餘 H2〇2 的濃度約為 0.556 mmol_L_1，Fenton 氧化後溶液調中性並添加Mn02加速其分解後的H202的濃度約為0.0394 mmol.!；1，因此選擇此三種濃度H202考察H202對生物降解模擬含聚汙水的影響， 結果如圖5-2-1所示。
由圖5-2-1可以看出，在現有的H202濃度考察範圍內，高濃度的H202 (5.58 mmohl；1)對生物生長及COD的去除均有抑製作用，且抑製作用明顯，這是由 於商濃度的H2O2具有殺菌功效，廣生的自由基可破壞細菌的脫氧核糖核酸，阻 止細菌自我繁殖[14'對於很低濃度的H202 (0.0394 mmohl；1)，其殺菌功效基 本喪失，而此低濃度H202產生的自由基足以氧化分解有機物，給細菌生長提供 營養源，因此可以促進細菌的生長。而當H202濃度為0.556 mmoKL；1，對由於兩 種作用均存在，相互抵消，所以對微生物的生長及COD的去除與未添加H202 的對照差別不大。因此，在Fenton氧化反應後調中性並添加Mn02催化分解後 殘餘的H202不僅不會抑製微生物生長，反而促進其對有機物的降解。
*-Non-H2〇2
Time /d
a不同濃度的雙氧水對生物降解去除COD的影響 The effect of different residual H202 content on COD removal by biodegradation
93
Time /d
b不同濃度的雙氧水對微生物生長的影響 The effect of different residual H2〇2 content on Microbial growth 圖5-2-1不同濃度的雙氧水對生物降解的影響 Fig. 5-2-1 The effect of different residual H2〇2 on Biodegradation
Fenton預氧化——生化對模擬含聚汙水的降解
對模擬含聚汙水進行了 Fenton預氧化一生化聯用處理，測定了不同氧化 pH (3、5、7)條件下Fenton預氧化——生化聯用對模擬含聚汙水指標物質（聚 丙烯酰胺及原油）的去除效率，結果見表5-2-1。由表5-2-1可以看出在不同pH 氧化環境中Fenton氧化效率不同導致最終生物降解後的去除效率不同。氧化效 率越低，最終生物降解效率也越低，但氧化pH為5時最終處理效果雖然比氧化 pH為3時要低，但相差不大，且弱酸性環境在實際應用中處理成本要低，因此 可以選擇pH 5為實際應用中Fenton氧化的pH條件。由表中表5-2-1還可以看 出，Fenton氧化處理後再生物降解處理對原油的去除效率大幅提高，可能有兩 方麵原因，一是Fenton氧化改變了原油組分的結構，提高了可生化性;二是Fenton 氧化除對原油具有氧化作用外還具有增溶作用，可增加水中的溶解態及乳化態原 油的含量，有利於微生物對原油的攝取，從而增大了對原油的去除效率。
94
表5-2-1 Fenton預氧化——生化對模擬含聚汙水的降解 Table 5-2-1 The degradation of simulated oil wastewater containing HPAM by Fenton pre-oxidation combined with biodegradation
聚丙烯酰胺去除率 (%)原油去除率（％)聚丙烯酰胺/原油
初始氧 化pHFenton 氧
化後生物降解 後Fenton 氧
化後生物降解 後聚丙烯酰胺去除率（％)原油去除率（％)
Fenton 氧
化後生物降
解後Fenton 氧
化後生物降解 後
pH=374.5 士 1.294.2 士 1.727.6 士 2.172.3 士 2.273.4 士 1.892.6 士 1.731.5 士 1.477.9 士 3.1
pH=563.2 士 0.992.7 士 1.522.5 士 1.970.6 士 3.165.4 士 1.789.8 士 1.527.8 士 1.575.4 士 2.7
pH=734.6 士 1.471.5 士 1.815.3 士 2.750.1 士 2.330.5 士 1.969.4 士 1.317.2 士 1.357.9 士 2.6
Fenton預氧化——生化聯用對含聚汙水的降解
Fenton預氧化——生化對COD、聚丙烯酰胺及原油的去除
測定了不同氧化pH環境下Fenton預氧化——生化對含聚汙水COD、聚丙 烯酰胺及原油的去除，結果見表5-2-2。由表5-2-2可以看出，與模擬含聚汙水類
似，氧化pH為5時Fenton預氧化生化處理效果與氧化pH為3最終處理效
果相差不大，對COD、聚丙烯酰胺、原油的去除效率可達84.7%、92.1%、83.1%。
表5-2-2 Fenton預氧化一生化對含聚汙水中COD、聚丙烯酰胺及原油的去除 Table 5-2-2 The removal of COD? HPAM and crude oil in oil wastewater containing HPAM by Fenton pre-oxidation combined with biodegradation
COD去除率（％)聚丙烯酰胺去除率（％)原油去除率（％)
初始氧化Fenton氧化生物降解Fenton 氧生物降解Fenton氧化生物降解
pH後後化後後後後
pH=366.4 士 3.587.5 士 2.185.2 士 1.594.2 士 1.642.5 士 2.785.2 士 3.5
pH=557.5 士 4.284.7 士 3.274.1 士 1.792.1 士 1.437.4 士 2.983.1 士 3.5
pH=732.3 士 2.565.2 士 3.742.3 士 2.178.3 士 1.923.7 士 2.162.3 士 3.5
Fenton預氧化——生化對懸浮物的去除
考察了不同氧化pH條件下Fenton預氧化一生化對懸浮物的去除，結果見 表5-2-3.由表5-2-3可以看出Fenton預氧化——生化對含聚汙水中懸浮物的去除 主要是Fenton氧化階段的去除，生物降解後懸浮物含量反而升高，這與微生物 自身的代謝過程產生懸浮物質有關。
95
表5-2-3 Fenton預氧化——生化對含聚汙水中懸浮物的去除 Table 5-2-3 The removal of SS in oil wastewater containing HPAM by Fenton pre-oxidation combined with biodegradation
pH=3pH=5pH=7
原始水樣中的懸浮物含量（rngi，102 士 7102 士 7102 士 7
Fenton氧化後懸浮物含量（mg.L-1)11 士214 士417士 5
生物降解後懸浮物含量（mgt1)34 士 632 士 33 8 士4
測定了 Fenton預氧化——生化後懸浮物物的紅外光譜圖，與Fenton氧化後 的懸浮物的紅外光譜圖作對照，結果見圖5-2-3。由圖中可以看出，Fenton氧化
Fenton預氧化——生化後的吸收峰與Fenton氧化後的最大區別在於1500〜400 cm_1，Fenton預氧化——生化後出現一個很大的吸收峰，峰值在1034.70 cm'
96
a Fenton氧化後水樣中懸浮物的紅外光譜圖
The FI-IR spectrum of SS in oil wastewater containing HPAM after Fenton oxidation treatment
這可能是由於生物代謝產物中的多環大分子物質產生的吸收峰[129]。
b Fenton預氧化——生化後水樣中懸浮物的紅外光譜圖 The FI-IR spectrum of SS in oil wastewater containing HPAM after Fenton pre-oxidation
combined with biodegradation
圖5-2-2 Fenton預氧化——生化過程懸浮物的紅外光譜變化 Fig. 5-2-2 The FI-IR spectra change of SS during Fenton pre-oxidation combined with
biodegradation process
3 ) Fenton預氧化生化對硫酸鹽還原菌的去除
同時也考察了不同氧化pH條件下Fenton預氧化一生化對含聚汙水中硫酸 鹽還原菌的去除，測定了細菌總數作為對照，結果見表5-2-4。由表5-2-4可以看
出，Fenton預氧化生化對硫酸鹽還原菌有很高的去除效率，不同氧化pH環
境下最終都使硫酸鹽還原菌含量小於10 celhmL-1。
表5-2-4 Fenton預氧化——生化對含聚汙水中硫酸鹽還原菌的去除 Table 5-2-4 The removal of SRB in oil wastewater containing HPAM by Fenton pre-oxidation combined with biodegradation
pH=3pH=5pH=7
Fenton氧化前氧化後生化後氧化後生化後氧化後生化後
硫酸鹽還原菌菌 濃（cell.mL-1)<10<570 士 10<10300士50<10
細菌總數 (cell-mL1)(8.0±3.0)xl02 (6.3±〇.3)xl〇7(1.5±〇.5)xl〇3(7.8±〇.3)xl〇7(7.5±〇.5)xl〇3(7.2±〇.5)xl〇7
5.3不同作用後的聚丙烯酰胺及原油的變化
5.3.1實驗方法
5.3.1.1不同作用後聚丙烯酰胺紅外光譜、飛行時間質譜樣品的製備
對Fenton氧化後、Fenton氧化後生化後的聚丙烯酰胺樣品及空白對照
按照2.3.1.1的方法製備不同作用後聚丙烯酰胺的紅外光譜、飛行時間質譜樣品。 5.3.1.2不同作用後原油樣品氣相色譜樣品的製備
對Fenton氧化後、Fenton氧化後生化後的原油樣品及空白對照按照
2.3.1.2的方法製備不同作用後原油的氣相色譜樣品。原油含量為5 gi'以滿足 測定需求，Fenton試劑的用量按照300 mg，!；1最佳條件相應增加以滿足氧化需求。 5.3.2結果與討論
5.3.2.1不同作用後聚丙烯酰胺樣品的紅外光譜分析
測定了聚丙烯酰胺Fenton氧化後、Fenton預氧化生化後的紅外光譜圖，
同時測定了聚丙烯酰胺在原油存在條件下Fenton氧化後、Fenton預氧化生
化後的紅外光譜（圖5-3-1)。由Fenton氧化後（圖5-3-lb)與氧化前的紅外光 譜（圖5-3-la)可以看出，Fenton氧化後，1384.83 cm-1處強烈紅外吸收峰在Fenton 氧化後消失，904.57 cm' 1100.43 cn^1處吸收峰被1108.26 cn^1強烈吸收峰取代， 618.35 cm—1處出現強烈吸收峰，說明Fenton氧化對聚丙烯酰胺的結構改變比生 物降解的明顯很多。3449 cm' 3200.14 cm_1出現聚丙烯酰胺的酰胺基的吸收雙 峰，說明聚丙烯酰胺在氧化後還有還有殘餘存在。
對原油存在時聚丙烯酰胺Fenton氧化後樣品進行了紅外光譜分析，結果見 圖5-3-lc。由圖5-3-lc可以看出，與原油未共存時Fenton氧化後聚丙烯酰胺紅 外譜圖相比不同之處為：1663.91 cm—1處吸收峰的峰值紅移至1639.62 cm' 1108.26 cm—1處吸收峰除繼續增強外峰值處分裂成兩個小峰1107.47 cm'1168.52 cm'說明與生物降解類似，原油存在與否對聚丙烯酰胺Fenton氧化降解產物有 一定影響。
98
-HP AM
0 9 8 7 6 5
10-0-0-0-0-
SOUSISSUSH
64.96
1384.83
4000350030002500200015001000500
Wave number / cm"1
a聚丙烯酰胺對照空白的紅外光譜圖 The FI-IR spectrum of HPAM control
b Fenton氧化後樣品
The FI-IR spectrum of HPAM after Fenton oxidation
1.04-,
1.02-
HPAM after Fenton oxidation (Crude oil coexist)
8U-;IUISU2H
4000350030002500200015001000500
Wavenumber /cm"1
n .
c原油存在時Fenton氧化後樣品
30USI 目 USX
The FI-IR spectrum of HPAM after Fenton oxidation (with crude oil existing)
d Fenton預氧化——生化後樣品
The FI-IR spectrum of HPAM after Fenton pre-oxidation combined with
biodegradation
100
HP AM after Fenton oxidation & biodegradation (Crude oil coexist)
5 0 5 9 9 8 ddd
3°u-aSSUSH
1113.75
i i« i' i' i' i' i' i~
4000350030002500200015001000500
Wave number / cm"1
e原油存在時Fenton預氧化生化後樣品
The FI-IR spectrum of HPAM after Fenton pre-oxidation combined with biodegradation (with crude oil existing)
圖5-3-1不同作用後聚丙烯酰胺樣品的紅外光譜圖 Fig.5-3-2 The FI-IR spectra of HPAM samples after different treatment
測定了聚丙烯酰胺Fenton預氧化一生化後的樣品的紅外光譜圖，結果見 圖5-3-ld。由5-3-ld可以看出，在Fenton氧化&生物降解雙重作用下，聚丙烯 酰胺降解更為徹底。降解後與降解前相比，酰胺基的較寬的吸收雙峰（3433.17、 3259.56 cm_1)變為較窄單峰3470.17 cm'說明酰胺基雖然殘存，但剩餘量很少。 與未經Fenton氧化後生物降解的樣品相比，1386.09 cm_1處強烈吸收峰雖然存在， 但1150.52 cm' 1107.47 cm—1處出現強列吸收雙峰，又與Fenton氧化後類似。 這使Fenton預氧化一生化後的聚丙烯酰胺樣品既具有生物降解後的樣品的特 點又具有Fenton氧化後樣品的特點。
測定了原油存在時聚丙烯酰胺Fenton預氧化一生化後的樣品的紅外光譜 圖，結果見圖5-3-le。由圖圖5-3-le可以看出，經過Fenton氧化&生物降解雙重 作用後聚丙烯酰胺降解比較徹底，其降解產物與原油未存在時Fenton預氧化一 生化後的聚丙烯酰胺樣品沒有很大差別。
5.3.2.2不同作用後聚丙烯酰胺樣品的飛行時間質譜分析
對Fenton氧化後的聚丙烯酰胺、Fenton預氧化——生化後的聚丙烯酰胺進 行了飛行時間質譜分析，譜圖結果見附件2.2及2.3。
Fenton 氧化後出現的主要離子峰有：306.86、362.24、523.27、701.49、759.40、 803.42、847.45、891.48、935.50、979.53 等。其中 523.27 前後出現大量的與其
101
相差 22 的離子峰（413.21、435.22、457.23、479.25、501.26、523.27、545.29、 567.30、589.31、611.33)，可認為這些均為與413.21主鏈結構相同分子的Na鹽
產生的Na+離子峰，可認為代表的為同一種物質（聚丙烯酰胺氧化後的低聚碎片 中大部分-CONH2被氧化成-COOH，由於NaCl的存在，在質譜離子風中形成含 有不同數目的Na+的Na離子峰）。由於這些離子峰的強度與豐度最大，產生以 523.27為代表的含有不同Na+離子峰群的物質為Fenton氧化後的主要產物。若 413.21為其分子離子峰，則其他9個離子峰分別為其分子中羧基中被不同Na+取 代而產生的其分子的Na+離子峰，則其可能的分子式為C35H42N2021，結構中 可能含有9個-COOH及其他官能團的被氧化的聚丙烯酰胺低聚片段（或者稱為 含有其他官能團的多聚羧酸）。其結構可能如圖5-3-2所示：
H〇〇C:，丫八丫，丫， 丫八
COOH C〇〇H COOH CONHA CONHp
C〇〇H COOH COOHC〇〇H COOH
圖5-3-2產生523.27離子峰的物質的可能的結構分子式 Fig.5-3-2 The structure molecular formula of the substance wich produced quasimolecular ions of
523.27 m TOF
由於Fenton氧化產生的自由基速度與數量遠高於於生物降解過程，所以其 氧化產物相對較為徹底，生成的產物相對於生物降解的產物較為單一，因此產生 的離子峰的種類較少，且並沒有出現生物降解過程產生的有規律的含有某一基團 的同係物。
Fenton預氧化——生化後出現的主要離子峰有306.85、346.85、412.82、 448.78、488.78、521.76、554.75、590.72、625.71、701.50、732.65、767.65、802.64、 838.61、874.58 等。
Fenton預氧化生化過程則將Fenton氧化後的產物進一步降解，生成的
產物相對於Fenton氧化過程更為複雜，產生的離子峰多於Fenton氧化過程。且 在Fenton氧化後的主要產物（523.27離子峰所代表的含有其他官能團的多聚羧 酸物質）已不複存在，說明其已被生物利用。這與Eubeler等等[™]的研究結果： 含聚汙水預氧化過程產生的羧酸鹽可以作為碳源被微生物進一步利用一致。這也 說明Fenton氧化提高了聚丙烯酰胺的可利用度，進一步降低了對微生物的毒性。 Fenton預氧化——生化後，除少部分Fenton氧化後的產物（含有306.86、701.49 離子峰的產物）依然存在外，其他則為新產生的物質的離子峰。由此說明Fenton 預氧化——生化對聚丙烯酰胺的降解更為徹底。
為進一步推測將Fenton氧化、Fenton預氧化生化後的產物的可能的分
子式，將所有的離子峰提交至質譜數據庫（https://www.massbank.jp)比對，也均 無合適的比對結果。
102
5.3.2.3不同作用後原油樣品的氣相色譜分析
Fenton氧化對原油的影響
考察了 Fenton氧化後原油組分烷烴與芳烴的變化結果見圖5-3-3及附件 3.3.1。由圖5-3-4可以看出Fenton氧化對烷烴及芳烴都有較明顯的去除，對烷烴 的降解率達30.0%，對芳烴的降解率達21.4%。Fenton氧化對於烷烴的去除高於 芳烴。對於烷經，Fenton氧化對C32以前的烷烴都有去除作用，特別是C18以 前的中短鏈烷烴去除作用明顯；而對於長鏈烷烴（C33〜C38)去除作用不明顯。 從總體來看，對於含量較高的烷烴都有明顯的去除作用。對於芳烴的降解，與生 物降解類似，對於結構相對簡單的芳烴由較為明顯的去除作用，而對於結構複雜 的芳烴無去除作用，這也是由於原油與Fenton試劑接觸反應麵較小，而芳烴含 量又較少，對芳烴有效的氧化作用不明顯有關。
Crude oil
^20000-
Crude oil after Fenton oxidation
^15000-
ro10000- 0
5。:」
a烷烴組分的變化 The change of /^-alkanes
103
after Fenton oxidation
250-
iltl
1
甲甲甲甲一,.—甲
Crude oil Crude oil
b芳烴組分的變化 The change of aromatics
圖5-3-3原油Fenton氧化前後各烴組分的變化 Fig.5-3-3 The change of hydrocarbons before and after Fenton oxidation
測定了聚丙烯酰胺存在時Fenton氧化後原油中烷烴與芳烴組分的變化與聚 丙烯酰胺未存在時原油Fenton氧化後樣品作對比，結果見圖5-3-4及附件3.3.2。 由圖5_3_4可以看出，聚丙烯酰胺的存在有效促進了烷烴與芳烴的降解，對烷烴、 芳烴的去除率分別達35.3%、28.3%，比聚丙烯酰胺未存在時原油氧化提高5.3%、 6.9%。對於烷烴，主要是提高了中短鏈烷烴（C17〜C25)的去除率；對於芳烴， 也是主要提高了結構相對簡單的芴、二苯並噻吩及其衍生物的去除效率。
廣20000
'0)18000 §16000 ^14000 〇12000 _g 10000 | 8。。。 g 6000
° 4000 2000
I Crude oil after Fenton oxidation Crude oil after Fenton oxidation (HPAM coexist)
i
焼烴組分的變化The change of /7-alkanes
104
Crude oil after Fenton oxidation
250-
o o o
0 5 0 2 11
OT&H / U0jle-U90U0°
50.
iii
J
Crude oil after Fenton oxidation (HPAM coexist)
b芳烴組分的變化 The change of aromatics
圖5-3-4聚兩烯酰胺存在對原油Fenton氧化的影響 Fig. 5-3-4 The effect of crude oil on HPAM Fenton oxidation in GC analysis
2 ) Fenton預氧化生化對原油的影響
考察了 Fenton預氧化一生化作用對原油組分烷烴與芳烴的影響，結果見 圖5-3-5及附件3.4.1。由圖5-3-5可以看出Fenton預氧化——生化作用對原油的 燒烴、芳烴的去除作用比單獨Fenton氧化或生物降解的效率明顯提高，對烷經 的去除率可達69.9%，對芳烴的去除率可達56.2%。Fenton氧化後，微生物對於 燒烴的利用率明顯提高，在Fenton氧化&生化雙重作用下，除個別長鏈烷烴外， 對各個烷烴組分都有顯著去除作用。對於芳烴，除對結構簡單的萘、芴、二苯並 噻吩及其烷基衍生物去除作用明顯提高外，對結構相對複雜的芳烴（菲、屈及其 燒基衍生物）也有顯者提商。
105
Crude oil after Fenton oxidation
Crude oil after Fenton oxidation & biodegradation
'20000- I
15000.
10000¬
5000-
丄
a烷烴組分的變化 The change of /^-alkanes
Crude oil after Fenton oxidation
Crude oil after Fenton oxidation & biodegradation
250
b芳烴組分的變化The change of aromatics 圖5-3-5原油Fenton預氧化——生化前後各烴組分的變化 Fig. 5-3-5The change of hydrocarbons before and after Fenton pre-oxidation combined with
biodegradation
測定了聚丙烯酰胺存在時Fenton預氧化——生化後原油中烷烴與芳烴組分 的變化與聚丙烯酰胺未存在時原油Fenton預氧化——生化後樣品作對比，結果 見圖5-3-6及附件3.4.2。由圖5-3-6可以看出，在聚丙烯酰胺存在的條件下，原 油Fenton預氧化——生化後對烷烴和芳烴的降解率提高，對烷烴、芳烴的降解
106
率分別可達73.7%、68.5%，對於芳烴的去除率提高尤為明顯，可達12.2%。對 於烷烴，聚丙烯酰胺的存在提高了相對含量較高的C28〜C30的去除率明顯提高， 而對於其他相對含量較低的烷烴則表現不是很明顯。對於芳烴，聚丙烯酰胺的存 在也使相對含量較高芳烴的去除率明顯提高。
OT&H / U0jle-U90U0°
| Crude oil after Fenton oxidation & biodegradation j Crude oil after Fenton oxidation & biodegradation(HPAM coexist)
焼烴組分的影響The effect on /7-alkanes
Crude oil after Fenton oxidation & biodegradation
120-
Crude oil after Fenton oxidation & biodegradation(HPAM coexist)
b芳烴組分的影響 The effect on aromatics
圖5-3-6聚兩烯酰胺存在對原油Fenton預氧化生化的影響
Fig. 5-3-6 The effect of crude oil on HPAM Fenton pre-oxidation combined with biodegradation
in GC analysis
107
5.4本章小結
對Fenton氧化含聚汙水的條件與效果進行了探討，分析了 Fenton氧化與生 化聯用的可行性並利用Fenton預氧化一生物降解聯用對含聚汙水處理，得出 以下結論：
對聚丙烯酰胺、原油單一存在及二者共存時的Fenton氧化條件進行了考 察。結果表明，對於500 mgO/1的聚丙烯酰胺，在H2025 mLI；1、FeS04_7H20 500 mg_L_1、pH 3.0、溫度30°C、反應時間30 min條件下，Fenton氧化對其去除率可 達 70%以上；對於 300 mg.I；1 的原油，在 H202 10 mL.L'FeSOHI^O 500 mg.L-1、 pH 3.0、溫度30°C、反應時間1 h條件下，Fenton氧化對其去除率可達25%以上; 對於模擬含聚汙水(聚丙烯酰胺及原油共存），在H202 15 mlylAFeSO^I^O 700 mg-I；1、pH 3.0、溫度30°C、反應時間lh條件下，Fenton氧化對聚丙烯酰胺去 除率可達65%以上，對原油的去除可達30%以上。
在模擬含聚汙水中考察了聚丙烯酰胺及原油共存對各自Fenton氧化去除 的影響。結果表明原油的存在降低了聚丙烯酰胺的去除效率，但在其含量較低時
(0〜600 mgU1)對聚丙烯酰胺的去除率影響不大；而聚丙烯酰胺在較低含量時 (0〜500 mg^L；1)對原油的去除有促進作用。
考察了不同氧化pH條件下Fenton氧化對含聚汙水的去除。結果表明， 氧化pH為5時雖然去除效果不如pH為3時效果好，但對含聚汙水的COD、聚 丙烯酰胺及原油的去除率也達到61.5%、74.0%、47.2%。不同的pH氧化環境對 懸浮物的去除效率影響不大，均可在80%以上；不同氧化pH環境對硫酸鹽還原 菌的去除率均可達98%以上；在對不同pH值下Fenton氧化後的含聚汙水添加 營養源調整後，其BOD5/COD值均在0.3以上，可生化性改善明顯。
對Fenton氧化與生物降解聯用處理的可行性進行了分析，結果表明，在 Fenton氧化反應後調中性並添加Mn02催化分解後殘餘的H202不僅不會抑製細 菌生長，反而促進其對有機物的降解。
考察了不同氧化pH條件下Fenton預氧化——生化聯用對含聚汙水的處
理，氧化pH為5時Fenton預氧化生化處理效果與氧化pH為3最終處理效
果相差不大，對COD、聚丙烯酰胺及原油的去除效率可達84.7%、92.1%、83.1%; Fenton預氧化一生化對硫酸鹽還原菌有很高的去除效率，不同氧化pH環境下
最終都使硫酸鹽還原菌含量小於10 cell_mL_1; Fenton預氧化生化對含聚汙水
中懸浮物的去除主要是Fenton氧化階段的去除，生物降解後懸浮物含量反而升 高，這與微生物自身的代謝過程產生懸浮物質有關。
對不同處理後的聚丙烯酰胺樣品進行了掃描電鏡、紅外光譜、飛行時間 質譜分析。結果表明，Fenton氧化對聚丙烯酰胺的降解比生物降解更為徹底，降
108
解後的小分子產物生物毒性降低，被微生物利用率提高。
對不同處理後的原油樣品進行了氣相色譜分析。結果表明，聚丙烯酰胺 的存在明顯促進了 Fenton氧化、Fenton預氧化生化處理後對原油的去除效
率。
109
6活性汙泥的培養及對含聚汙水的處理
為將生物降解應用到實際含聚汙水處理中，需將微生物固定在有限的空間 內，以保證其穩定的降解效率，防止功能菌的流失。本論文采用汙水處理中最常 用的活性汙泥法，將功能降解菌固定在汙泥係統中。將從生活汙水處理廠取得的 活性汙泥在模擬含聚汙水中馴化，添加功能降解菌來提高汙泥的活性，對活性汙 泥處理條件進行優化，並評價了活性汙泥處理含聚汙水的效果。
6.1活性汙泥的培養與性能測定
6.1.1實驗方法
6.1.1.1活性汙泥馴化步驟
實驗所用活性汙泥取自青島海泊河汙水處理廠，汙泥顏色為灰褐色，由於汙
泥處於膨化階段，SV高達90%。實驗所用反應器為有機玻璃圓桶，下端設計為
圓錐形使曝氣更為均勻，內徑為30cm,總體積30L,有效容積為20L。先將10L
活性汙泥置於反應器中，加入loi^soogi;1葡萄糖為碳源培養基（其餘為營養
源為模擬含聚汙水的配方）的環境中培養7 d，使其具有穩定的去除有機物功能，
培養結束時汙泥顏色變為棕黃色，SV值穩定在30%左右。然後采用逐漸增加
聚丙烯酰胺、原油濃度的方法對汙泥進行馴化。等活性汙泥沉降後，去除上清液，
添加葡萄糖1000 mg.I；1、聚丙烯酰胺50 mg.I；1、原油50 mg.I；1，馴化培養3 d，
然後按照表6-1-1的方法再逐漸減少葡萄糖濃度至零，聚丙烯酰胺的濃度由50
mg-I；1逐漸增加到500 mgr1，原油含量50 mg^L；1增加到300 mgr1，此馴化周
期大約為40 d。同時，在馴化過程中測定汙泥性能的變化。
活性汙泥的曝氣采用間歇式曝氣，曝氣12 h，停12h，使好氧/缺氧條件交替
進行，以培養活性汙泥在好氧/缺氧條件下對聚合物、原油的降解去除。
表6-1-1活性汙泥馴化時間及各主要營養源用量的變化 Table 6-1-1 The phase of activated sludge domestication and the changes of the main nutrient
sources
馴化時間3d4d5d6d7d5d5d5d
葡萄糖（mgO/1)200015001000500200100500
聚丙烯酰胺（mg^L/1)50100200300400500500500
原油（mg_L_1)50100150200250300300300
6.1.2活性汙泥的性能檢測
每天檢測活性汙泥馴化過程中的SV3Q& COD變化，每隔1 d檢測SVI30、 MLSS 及 MLVSS。
6.1.1.2添加功能降解菌
將馴化好的汙泥分為兩份，一份添加已培養好的混合菌PAM-C培養液（添
110
加量100 mLf1)，一份作對照，各用2.5 gf1葡萄糖作為碳源穩定培養5 d後， 添加新的含聚汙水培養基培養連續培養15 d，每5 d添加一次新的含聚汙水培養 基，考察添加功能降解菌如後對COD的去除。
6.1.1.3添加功能降解菌前後的活性測定
各取150 mL添加功能菌的活性汙泥與未添加功能菌的活性汙泥分別置於 150 mL模擬含聚汙水及自來水中，按照2.3.2.2方法測定汙泥的活性。
T-RFLP在汙泥培養檢測中的應用
為考察在添加功能菌的活性汙泥中是否功能菌為優勢菌，采用T-RFLP方法 對添加功能降解菌前後的汙泥進行分析。
6.1.1.5添加功能降解菌對模擬含聚汙水的去除
將添加功能菌的形成穩定群落的活性汙泥取1L靜置去除上清液後，添加模 擬含聚汙水，連續培養10 d，考察汙泥對COD、聚丙烯酰胺、原油的去除。 6.1.2結果與討論 6.1.2.1馴化過程汙泥性能檢測
常規指標檢測
對馴化過程中的汙泥的SV3〇及SVI3〇指標跟蹤檢測，結果見圖6-1-1。SV30、 SVI3Q值均可表征活性汙泥的沉降性能的好壞，但SVI3Q值更能準確表征汙泥的 凝聚沉降性能[11()]，性能良好的汙泥SVI3Q值一般在50〜SOOmL^1，SV3Q值雖然 不夠精確但由於操作簡單，可快速直觀反映汙泥的性能，性能良好的汙泥的SV30 值一般在15〜30%。汙泥在初始階段（0〜20d)，SV3Q及SVI3Q有逐漸下降的趨 勢，SVII3Q指標較為明顯。這是由於聚丙烯酰胺與原油含量的逐漸增加，聚丙烯 酰胺與原油對微生物的毒性作用使汙泥中微生物含量不斷減少。隨著微生物對聚 丙烯酰胺與原油的逐漸適應，SV及SVI變化變緩並趨於穩定（30 d以後）。由 圖6-1-1可以看出SV —直維持在20-30%，SVI3〇維持在80-120 mL_g'顯示出 汙泥較為良好的性能。
ill
圖6-1-1馴化過程汙泥的SV與SVI指標的變化 Fig. 6-1-1 The changes of SV and SVI during activated sludge domestication process MLSS表征的是反應器中活性汙泥含量的多少。反應器中活性汙泥主要由四 部分組成：微生物本體、微生物的代謝產物、殘留的不能被微生物利用的不溶於 水的有機物和無機物質。而由MLVSS的測定方法得知MLVSS主要包括活性汙 泥的前三項組成部分。因此，相比於MLSS，MLVSS更能較為準確的地反映微 生物數量的多少[11()]。而MLVSS/MLSS就代表著活性汙泥的性能好壞， MLVSS/MLSS越高，說明汙泥中微生物數量越多，汙泥的活性越高。性能良好 的活性汙泥MLVSS/MLSS比值比較穩定，一般在0.65-0.85[11()]，但MLVSS/MLSS 比值也會因不同的水質而差異較大。測定了馴化過程中汙泥的MLSS、MLVSS 及MLVSS/MLSS的變化，結果見圖6-1-2。由圖6-1-2可以看出，汙泥的MLSS、 MLVSS值隨著馴化過程聚丙烯酰胺與原油濃度的增加有逐漸下降的趨勢，最後 趨於穩定，這與SV3Q及SVI3Q的變化趨勢一致。反映了微生物由開始的不適應到 適應穩定的過程。MLVSS/MLSS值較高，維持在70%-90%之間，且隨著時間的 延長越來越大，這可能是由於馴化汙泥添加的汙水為配製的模擬汙水，無機殘留 物較少而造成比值變大。
112
MLVSS —MLVSS/MLSS
圖6-1-2馴化過程汙泥的MLSS與MLVSS指標的變化 Fig. 6-1-2 The changes of MLSS and MLVSS during activated sludge domestication process
馴化過程COD的變化
在馴化過程中每天測定汙泥上清液COD的變化，結果如圖6-1-3所示。由 圖6-1-3可以看出隨著聚丙烯酰胺和原油濃度的增加，活性汙泥對COD的去除 能力越來越差，當最後15 d的馴化時活性汙泥對COD的去除趨於穩定，最終對 模擬含聚汙水的COD的去除率達可20%以上。
圖6-1-3馴化過程中汙泥COD的變化 Fig. 6-1-3 The change of COD during activated sludge domestication process
生物相觀察
在汙泥馴化在最後10 d內，每天取少量汙泥放在顯微鏡下觀察，發現陸續
113
有少量原生動物出現，拍的的照片如圖6-14所示。其中，鍾蟲的出現是汙泥成 熟的標誌[11()]。
草履蟲(Parmecium)卑怯管葉蟲(Trachelophyllum)
鍾蟲(Vorticella)豆形蟲（Colpidium)
圖6-1-4馴化過程中出現的原生動物
Fig. 6-1-4 The present of protozoans during activated sludge domestication process 由於馴化後的活性汙泥對模擬含聚汙水的COD的去除率較低，僅為20%左 右，為提高汙泥的作用效率，采用添加功能混合菌PAM-C，增強對聚丙烯酰胺
和原油的利用能力。
6.1.2.2添加功能降解菌提高活性汙泥的性能 1)添加功能降解菌後對COD的去除效率
測定了添加功能降解菌的活性汙泥連續運行15 d (3個降解周期，一個5 d) 內對模擬含聚汙水COD的去除，以未添加功能降解菌的活性汙泥為對照，結果 如圖6-1-5所示。由圖6-1-5可以看出在第1個降解周期的2 d內，添加功能降解 菌與未添加功能降解菌的活性汙泥對COD的去除無明顯差異，這是由於從以好 利用的葡萄糖為碳源的環境進入難利用的聚丙烯酰胺與原油的環境中需要卜段 延滯期以適應新的環境，從3d開始，添加功能降解菌的活性汙泥開始比未添加 功能降解菌的活性汙泥去除COD能力增強；相比於第1個降解周期，第2、第 3周期的添加功能降解菌的活性汙泥對COD有更高的去除率，並逐漸増大，到 第3周期時，添加功能降解菌的活性汙泥對模擬含聚汙水的COD去除率可達 51.8%，比普通活性汙泥的COD去除率提髙了 30%。
114
—■— Activated sludge added PAM-C (0-5 d)
▲ Activated sludge added PAM-C (5-10 d)
oooooooooo
oooooooooo
20987654321
LJ.6E / aoo
▼ Activated sludge added PAM-C (10-15 d) —D— The contol (0-5 d)
一^ The contol (5-10 d)
The contol (10—15 d)
o o o o C o o o o C
0 9 8 7°
012345678910 1112 13 14 15
Time / d
圖6-1-5添加降解菌的活性汙泥與未添加汙泥對模擬含聚汙水的降解 Fig. 6-1-5 The comparison of biodegradation by activated sludge with and without adding PAM-C
汙泥的T-RFLP分析
T-RFLP是在PCR技術和RFLP技術基礎上發展起來的分子生態學表征微生 物群落的技術，是分析環境樣品中相對複雜微生物群落的最有效的手段之一，比 DGGE更加靈敏、便捷[143_147]。近幾年，研究者利用T-RFLP對環境樣品中微生 物群落的開展研究（表6-1-2)，並取得了有益的研究成果。
研究者
分析對象
利用T-RFLP獲得的結果
表6-1-2近幾年利用T-RFLP對環境樣品中微生物群落的研究 Table 6-1-2 The studies of microbial community in environmental samples by T-RFLP analysis in recent years
Liu 和 Marsh[148]
城市生活汙水處理中的 活性汙泥池
Eschenhagena 等
[149]
Edel-Hennann 等
[150]
Rousseaux 等
[151]
生活汙水的活性汙泥（強 化生物除磷工藝）中的微 生物群落
有機肥對土壤中真菌群
落
除草劑4, 6-二硝基甲酚 對農田土壤中微生物群
在不同運行方式下汙泥中微生物群落結 構差異顯著，而應用用FISH技術卻未獲 得理想結果。
有機肥的加入後，使真菌群落發生變化， 而且不同的有機肥的加入會使其群落結 果變化具有不同特點。
4, 6-二硝基甲酚對微生物群落影響顯著， 微生物種類大為減少
分析了 4個不同活性汙泥樣品中的微生物 群落，很有效的揭示了不同樣品中微生物 群落的異同與多樣性，表明了 T-RFLP技 術在分析微生物群落多樣性的可靠性。
吳亞縵等[152]
落的影響
大慶油田某一油井采出油井采出液中古菌群落結構較為單一，隨 時間變化不大；而細菌群落結構較為複
液中的微生物群落結構雜，不同時間群落中的優勢菌有明顯的差
別。
105 d內2個具有功能
穩定的城市汙水處理係穩定的係統功能與穩定的細菌群落結構
統中細菌群落結構動態並不存在藕聯關係。
變化
滇池水體的主要細菌類不同地理位置的細菌群落差異可能是由
型與種群結構於汙染物濃度不同而不同。
王曉慧等[153]
史青等[154]
對馴化前、馴化後、添加了降解菌的三種活性汙泥按照2.3.2.3的方法進行 T-RFLP測序分析，結果見圖6-1-6。由於每1個熒光峰至少代表1種細菌或幾種 親緣關係較近的的細菌，峰麵積可代表細菌的豐度（在測定結果中峰高>75為 有效值）。由於T-RFLP結果較為靈敏[1& 156]，熒光測序過程中受到的影響較大， 結合汙泥中實際微生物的種類與實際比對結果，判斷出峰位置小於50吸收峰為 背景雜峰。
由圖6-1-6可以看出汙泥在馴化前後及添加功能降解菌後的微生物群落有明 顯的變化。汙泥在馴化前由於膨化嚴重，微生物含量較低。主要的微生物包括 Bacillus pumilus、ant Arcobacter nitrofigilis、Rhodobacter、Aeromonas、bacillus 似而//fe及™ /rr/gw/ar/s等，是城市汙水處理活性汙泥中常見的細菌種群， 其他的細菌在譜圖中也有吸收峰，但由於在譜圖中吸收峰值過低（<75)而無法 準確判斷。汙泥經過40 d的馴化後，主要的細菌種群由你〇也^飲廠、 Acinetobacter、Pelodictyon clathratiforme、Paenibacillus、Arcobacter、Pseudomonas、 乂/ca/z^〃以等組成，與未馴化的汙泥相比，微生物的主要組成發生改變很大，除 夕卜，未馴化汙泥中占優勢的其他細菌在馴化後的汙泥中被
Acinetobacter、Pelodictyon clathratiforme、PaenibaciUus、Arcobacter、Pseudomonas、 嶋等取代。其中的豐度最大。而加入功能降解菌PAM-C 後的活性汙泥經過競爭繁殖後，紀r、yl紀r、™、
Bacillus cerecus、Arcobacter、Pseudomonas、Bacilluspumihis 成為ijt勢物群，其 中於™、cereczM1 的豐度最大。功能降解菌中
PAM-3、PAM-4 屬於紀r、而由 3.1.2.2 得知 PAM-1、
PAM-2、PAM-5、PAM-6均屬於及似7/似sp.且與親緣關係很近（除 PAM-6外，其他三種與數據庫中己有菌種序列相似度均為99%)。
116
可認為譜圖中出現的fee///批cm?c似的吸收峰代表著PAM-1、PAM-2、PAM-5、 PAM-6四種芽孢杆菌。由此可以看出，在添加功能降解菌的活性汙泥中，各功 能降解菌己成為優勢菌群。
1： Bacillus pumilus； 2： ant Arcobacter nitroflgilis ； 3： Rhodobacter； 4： Aeromonas； 5： bacillus subtillus-,
6： Clostridium irrigularis a馴化前的活性汙泥中細菌群落的T-RFLP圖 The T-RFLP spectrum of the activated sludge before domestication
0100遊 D3004005DQ6〇P
1 ： Rhodobacter•，2： Acinetobacter； 3： Pelodictyon clathratiforme； 4： Paenibactllus-，5： Arcobacter;
6： Pseudomonas； 7： Alcaligenes b馴化後的活性汙泥中細菌群落的T-RFLP圖 The T-RFLP spectrum of the activated sludge after domestication
117
200m400600
Q
:3
2
1• - A - ... - — 一• - . .盧1.5
Ji、丨“
1： Rhodobacter； 2： Acinetobacter； 3： Ochrobactrum； 4： Bacillus cerecus； 5： Arcobacter； 6, Pseudomonas
7： Bacilluspumilus
c添加功能降解菌的活性汙泥中細菌群落的T-RFLP圖 The T-RFLP spectrum of the domesticed activated sludge with adding PAM-C
圖6-1-6添加降解菌前後的活性汙泥的細菌群落的變化（T-RFLP圖）
Fig. 6-1-6 The T-RFLP spectra changes of activated sludge before and after adding PAM-C
添加功能降解菌的汙泥對模擬含聚汙水的去除
由於添加了降解菌的活性汙泥對無論從汙泥活性及對模擬含聚汙水的去除 效果來看，都比未添加降解菌的活性汙泥要高，因此選擇添加了降解菌的活性汙 泥為進4步研究的對象《
在連續處理10 d，考察了添加降解菌的活性汙泥對模擬含聚汙水中COD、
聚丙烯酰胺、原油的去除，結果見圖6-1-7。由圖6-1-7可知，活性汙泥對COD、
聚丙烯酰胺、原油的去除主要集中在前5 d內，5 d後去除率趨於穩定5 d內，
% /1 JO lAtVctH Jolfloo
Time / d
活性汙泥對COD、聚丙烯稀酰胺、原油的去除率分別可達51.2%、58.9%、49.7%。
圖6-1-7活性汙泥對模擬含聚汙水的降解
Fig. 6-1-7 The degradation of simulated oil wastewater containing HPAM by activated sludge
118
6.1.2.3活性汙泥對含聚汙水中指標物質的去除 1)活性汙泥對含聚汙水COD、聚丙烯酰胺及原油的去除
測定了含聚汙水在降解過程中COD、聚丙烯酰胺、原油濃度的變化（Od、 3d、7d)，結果如圖6-1-8所示。由圖中可以看出活性汙泥對COD、聚丙烯酰 胺、原油的去除3d內最為顯著，5 d後趨於緩和，與模擬含聚汙水的降解情況 類似。5 d內，含聚汙水的COD由1477 mgO/1降低至514 mg^L；1，聚丙烯酰胺 濃度由455 mg.I；1降低至172 mg.I；1，原油含量由210 mg.I；1降低至90.2 mg.I/1， 活性汙泥對含聚汙水COD、聚丙烯酰胺、原油的去除可達65.2%、62.2%、57.0%。 活性汙泥對含聚汙水指標物質的去除效率高於模擬含聚汙水，這是由於：第一， 含聚汙水中的聚丙烯酰胺經過地層長期的高溫高壓環境由長鏈變為短鏈，更易被 微生物利用；第二，原油經過聚丙烯酰胺長期的乳化分散增大了與微生物接觸麵， 使微生物的利用率提高；第三，含聚汙水中含有其他更易被降解的有機物。
圖6-1-8活性汙泥對含聚汙水中CODCr、聚丙烯酰胺及原油的去除 Fig. 6-1-8 The removal of COD? HPAM and crude oil in oil wastewater containing HPAM by
activated sludge
活性汙泥對懸浮物、硫酸鹽還原菌的的去除
考察了活性汙泥對懸浮物、硫酸鹽還原菌的去除，結果見表6-1-3。
表6-1-3活性汙泥對含聚汙水中懸浮物、硫酸鹽還原菌的去除
The removal of SS and SRB in oil wastewater containing HPAM by activated sludge
OdId3d5d7d
懸浮物含量（mg*!/1)103 士 1945 士 637 士 425 士 335 士 5
硫酸鹽還原菌菌濃
Ccell-L'1)(8 士 l)xl〇J720士 200980士 100560士200680士 100
119
由於活性汙泥本身具有很好的沉降性能，所以汙泥對懸浮物有較明顯的去 除，1 d後去除率可達56.3%,但由於汙泥本身也會因微生物生長代謝產生懸浮 物，懸浮物含量維持在一定範圍後變化不大。
由於本實驗的操作是間歇式曝氣培養，活性汙泥的環境為好氧/厭氧條件交 替進行，由於厭氧環境的存在使硫酸鹽還原菌含量在下降一個數量級後，不再有 大的變化。
6.2連續進水中活性汙泥對含聚汙水的處理
6.2.1實驗方法 6.2.1.1反應器的啟動
將對含聚汙水具有穩定降解功能的活性汙泥放入折流板反應器（如圖6-1-1 與圖6-2-2所示）的四個隔室中用添加葡萄糖的模擬含聚汙水培養基（含葡萄糖 2 g*L-4穩定培養7d，使其SV穩定在25%-30%。①、②隔室為水解酸化池， ③、④隔室為生物接觸氧化池（活性汙泥加掛膜以減少微生物的流失，曝氣供氧, 溶解氧控製在3-6 mg_L—⑤隔窒為沉澱室：反應器有效容積約為35.5L，四個 隔室體積各約為8 L。穩定培養後的汙泥開始進行連續進水。模擬含聚汙水按照 水力停留時間72h (0.5 LW1的進水量）進水，設定汙泥的回流比為0.1 [112]，運 行15 d，室內溫度為25〜35°C。考察各個隔室對COD的去除。
1:進水水箱2:蠕動栗3:生化反應器4:取水口
5:取樞㈡6:汙水回_流” 7:汙水回流泵8:出水水箱
①、@為水解酸化池，@、④為生物接_觸氧化池，_⑤為沉澱池
圖6-2-1實驗裝置流程圖 Fig. 6-2-1 The flow chart of the experiment device
120
Fig. 6-2-2 The photo of biochemical reactor
6.2.1.2進水條件的考察
設定初始的進水條件為進水溫度306C、進水pH 7.0、水力停留時間72 h (進 7jl量O.SLW1)，考察PH、溫度、水力停留時間對生物降解的影響。
6.2.1.3反應器對含聚汙水的降解
在活性汙泥穩定運行後，在最佳進水條件下考察反應器中的汙泥對含聚汙水 的去除。
6.2.2實驗結果與討論
6.2.2.1連續進水中的活性汙泥的性能考察
1)反應器運行過程中COD的變化
由於含聚汙水的水樣有限，流動進水條件下活性汙泥的性能的考察仍采用模 擬汙水。在運行15 d內考察了各個隔室內的COD的變化。對6個取樣點的COD 值進行檢測。進水取樣點在第一隔室進水D,使其更為真實的反應進入反應器的 汙水的COD值；第一隔室取樣點在第一隔室出水處；第=隔室取樣點在第二隔 室出水處；第三隔室取樣點在第H隔室出水處；第四隔室取樣點在第四隔室出水 處；出水取樣點在第五隔室出水口。COD檢測結果如圖6-2-3。由圖6-2-3可以 看出，大約運行9 d後各個隔室對COD有穩定的去除效果，水解酸化階段對COD 的去除率低於生物接觸氧化階段，基於前兩個隔室對有機物的分解代謝，第隔 室對於COD的去除能力提高明顯，由於大部分容易利用的有機組分在第彐隔室 代謝掉，使第四隔室對COD的去除能力略低於第H隔室，經過兩級水解酸化及 兩級生物接觸氧化的降解，最終出水使COD的去除率達到55%左右。
121
71— / a〇°
圖6-2-3進水期間各隔室的活性汙泥對COD的去除性能考察 Fig. 6-2-3 The COD removal efficency of the activated sludge in each compartment during water
flowing
反應器運行過程中pH的變化
檢測了運行15 d內各個隔室的pH的變化（圖6-2-4)。由於水解酸化的影 響，汙水從進入第一隔室時pH開始下降，到第二隔室的pH值達到最低，進入 第三個隔室後，酸性物質被代謝掉，pH又有所回升，到第四個隔室時pH回升 最為明顯。而pH在初始進水時出現較大波動，這與汙水進水初期各個隔室COD 逐漸升高，汙泥負荷較大，產酸較多有關。
圖6-2-4進水期間各隔室的pH變化 Fig. 6-2-4 The pH changes in each compartment during water flowing
6.2.1.2進水條件對活性汙泥性能的影響 1) pH條件
考察了三個不同進水pH梯度（5.0、7.0、9.0)對活性汙泥去除COD的影響，
122
結果見圖6-2-5。水解酸化取樣為第二隔室出水，生物接觸氧化取樣為整個反應 器出水，以下相同。產酸菌適應的pH值範圍較廣，一般在4.5〜8.0之間都可以 保持比較較高的生物活性，而在稍高的堿性環境下會受到抑製。因此，在pH 9.0 時產酸菌的活性出比其他兩個pH條件要稍低，因此，在pH 9.0環境下水解酸化 階段汙泥對COD的去除率要低於其他兩個pH環境。而在生物接觸氧化階段， 中性偏堿性的環境更適合細菌在好氧條件下保持較高的活性，因此，在pH為5.0 時雖然水解酸化階段COD去除較高，但在較強的酸性環境下，好氧菌的活性會 較低，因此生物接觸氧化出水對COD的去除率比其他兩個pH環境下要低。因 此，pH 7.0條件下進水，汙泥對汙水COD的去除率最高。
oooooooo
98765432
〇/〇 /-s-Aomal QO°
■ pH 5.0, effluent after hydrolytic acidification pH 5.0? effluent after biological contact oxidation .▲ pH 7.0, effluent after hydrolytic acidification
pH 1.0, effluent after biological contact oxidation ★ pH 9.0, effluent after hydrolytic acidification 一pH 9.0, effluent after biological contact oxidation
Time/ d
10-
圖6-2-5進水pH對COD去除的影響 Fig. 6-2-5 The effect of water flow pH on wastewater COD removal
溫度
溫度直接影響微生物酶代謝的活性，合適的溫度範圍會提高微生物對有機物 的去除效率。考察了三個進水溫度梯度（20、30、40°C)條件下反應器中汙泥對 COD的去除效率，結果見圖6-2-6。由圖6-2-6可以看出，在進水溫度40°C條件 下反應器中汙泥無論水解酸化階段、還是生物接觸氧化階段對汙水COD的去除 效率最高，而在進水溫度30°C條件下與40°C下汙泥對COD的去除率相差不大， 且都明顯高於進水溫度為20°C時，這說明微生物在30〜40°C條件下都能保持較高 的生物活性。因此可根據實際的應用在30〜40°C內選擇不同進水溫度。
123
■2 0oC，effluent after hydrolytic acidification
oooooooo
98765432
〇/〇 /-S-AOIUOIQO0
20 0C，effluent after biological contact oxidation ▲3 0oC，effluent after hydrolytic acidification
30 0C，effluent after biological contact oxidation
★40〇C，effluent after hydrolytic acidification
一^ 400C，effluent after biological contact oxidation
i ' i ' i ' i 1 i 1 i ' i ' r
23456789 Time / d
圖6-2-6進水溫度對COD去除的影響 Fig. 6-2-6 The effect of water flow Temperature on wastewater COD removal
水力停留時間
水力停留時間對COD的去除效率影響很大，由6.1可知活性汙泥對含聚汙 水COD的去除主要集中在3 d內，並考慮到實際生化處理時的水力停留時間 (8〜48 h)，因此選擇三個梯度的水力停留時間（24、48、72h)考察對COD去 除的影響，結果見圖6-2-7。由圖6-2-7可知，水力停留時間的縮短（由72 h至IJ 24 h)，無論是在水解酸化階段還是在生物接觸氧化階段，對COD的去除效率明 顯下降。為保證對COD的較高去除效率，選擇水力停留時間為72 h。
--------------------------------¬
05050505050505050
98877665544332211
%/9lslm9JQOa
■ ■ HRT 24 h，effluent after hydrolytic acidification —HRT 24 h, effluent after biological contact oxidation ▲ HRT 48 h，effluent after hydrolytic acidification HRT 48 h, effluent after biological contact oxidation * HRT 72 h，effluent after hydrolytic acidification 一HRT 72 h, effluent after biological contact oxidation
*~~a-——5
i 1 i 1 i 1 i ' i ' i 1 i 1 r
23456789
Time / d
圖6-2-7進水水力停留時間對COD去除的影響 Fig. 6-2-7 The effect of water flow HRT on wastewater COD removal
124
6.2.2.3反應器對含聚汙水的處理
1)反應器對含聚汙水中COD、聚丙烯酰胺及原油的去除
05050505050
76655443322
% /-s-Aoms^
-COD removal by hydrolytic acidification -COD removal b3^ biological contact oxidation -HP AM removal by hydrolytic acidification -HP AM removal b》，biological contact oxidation -Crude oil removal by hydrolytic acidification -Crude oilremoval b3^ biological contact oxidation
i〇H1■1■111
0246810
Time / d
在進水溫度30°C、進水pH 7.0、水力停留時間72 h的進水條件下，運行9 d 考察反應器對可生化性調整後的含聚汙水的降解，考察了反應器中對COD、聚 丙烯酰胺及原油的去除，結果見圖6-2-8。由圖6-2-8可知穩定運行後，水解酸化 出水對COD、聚丙烯酰胺及原油的去除率分別在25〜27%、23〜26%、20〜23%， 而生物接觸氧化出水的COD、聚丙烯酰胺及原油的去除率最高可達67.6%、 63.7%、58.7%。
圖6-2-8反應器中的汙泥對含聚汙水中COD、聚丙烯酰胺及原油的去除 Fig. 6-2-8 The removal of COD? HPAM and crude oil by activated sludge in biochemical reactor 2)反應器對懸浮物及硫酸鹽還原菌的去除
測定了反應器運行9 d內懸浮物及硫酸鹽還原菌的變化，結果見表6-2-1。 由表6-2-1可以看出生物接觸氧化出水懸浮物的含量穩定在15〜30 rngt1，對懸 浮物的去除率在72%以上，由於厭氧環境的存在，水解酸化出水硫酸鹽還原菌含 量穩定在H^celhU1，經過生物接觸氧化階段後，由於有氧環境的抑製及好氧菌 的競爭繁殖使硫酸鹽含量降至1〇2 cell!/1。
125
表6-2-1流動進水中活性汙泥對懸浮物及硫酸鹽還原菌的去除 Table 6-2-1 The removal of SS and SRB in oil wastewater containing HPAM by activated sludge during water flowing
Id3d5d7d9d
生物接觸氧化出
水懸浮物含量 (mg.L-1)
水解酸化出水硫29 士 427 士 315 士419 士727 士 6
酸鹽還原菌菌濃 Ccell-L'1)
生物接觸氧化出(1.2±0.2)xl04(2±〇.5)xl〇4(1.5±〇.5)xl〇4(0.8±〇.3)xl〇4(1.8±〇.3)xl〇4
水硫酸鹽還原菌 Ccell-L'1)400士503 00士 50250士50300士30200士 50
由圖6-2-9及表6-2-1可以看出，反應器對於含聚汙水中各項指標（COD、 聚丙烯酰胺及原油、懸浮物及硫酸鹽還原菌）均有很大程度的去除，但各指標殘 餘含量遠高於回注水或外排水的標準（具體指標見2.2.1.1)，由此可見，僅靠生 物降解很難將含聚汙水中的汙染物質有效去除，可嚐試而通過與Fenton氧化技 術聯用，不僅可以提高汙染物質的可生化性，並可有效去除各指標物質，滿足回 注水或外排的需求。
6.3本章小結
對從青島海泊河汙水處理廠取得的好氧汙泥在模擬含聚汙水中馴化，采 用間歇式曝氣方式馴化培養，通過檢測汙泥的SV、SVI、MLSS、MLVSS指標 的變化跟蹤檢測汙泥的性能，大約40 d馴化後，汙泥對模擬含聚汙水COD有穩 定的去除，去除率可達20%以上。
采用添加功能降解混合菌PAM-C來提高汙泥對模擬含聚汙水的處理效 率，從測定添加了功能降解菌的活性汙泥與未添加功能降解菌的活性汙泥的 T-RFLP分析結果可以看出，功能降解菌在活性汙泥中成為優勢種群，並使添加 了功能降解菌的活性汙泥具有更高的生物活性、更強的環境適應性。通過15 d 的穩定培養後，添加了功能降解菌的活性汙泥對模擬含聚汙水的COD的去除可 達51.8%。，比普通活性汙泥的COD去除率提高了 30%。
考察了添加了功能降解菌的活性汙泥對模擬含聚汙水及實際含聚汙水的 處理效果。結果表明，活性汙泥對實際含聚汙水COD、聚丙烯酰胺、原油的去 除可達65.2%、62.2%、57.0%，均高於對模擬含聚汙水各指標物質去除率10% 以上。
126
在折流板反應器（四個隔室，前兩個為水解酸化池，後兩個為生物接觸 氧化池）中對活性汙泥進行連續進水培養，運行15 d後具有穩定的COD去除效 率，COD的去除率達到55%左右。
對連續進水條件（進水pH、溫度、水力停留時間）進行了優化，結果表 明，進水pH 7.0、水力停留時間72 h、進水溫度30〜40°C時反應器對模擬含聚汙 水具有較高的降解率。
考察了反應器對含聚汙水的處理效果，結果表明穩定運行後，反應器對 COD、聚丙烯酰胺、原油的去除率最高可達67.6%、63.7%、58.7%，懸浮物的 含量穩定在15〜30mg_L_1，硫酸鹽含量降至
127
7油田含聚汙水處理小試實驗
根據前麵各章實驗中所做的條件優化，利用Fenton預氧化一生化對兩份 含聚汙水水樣（一份為前麵各章中用來實驗的含聚汙水水樣，來自勝利油田；另 一份來自大慶油田）進行小試實驗。生化階段分為水解酸化和生物接觸氧化兩部 分。
7.1勝利油田含聚汙水水樣處理實驗
7.1.1實驗方法
7.1.1.1汙水處理工藝流程
54
生化階段Fenton氧化階段
1: pH調酸池（加鹽酸、FeS04藥劑）2: Fenton氧化池（加H202藥劑）
3: pH調中性（加NaOH藥劑)、沉降池4:緩衝池5:生化池6:出水蓄水池 圖7-1-1含聚汙水處理工藝流程
Fig. 7-1-1 The treatment process of oil wastewater containing HPAM
如圖7-1-1所示，含聚汙水處理流程主要分為Fenton氧化與生化兩個階段。 來水先進入pH調酸池用鹽酸將汙水pH調為酸性，並加入定量的FeS04_7H20; 然後進入Fenton氧化池在Fe2+的催化下利用H202將汙水中的有機物氧化，氧化 結束後的汙水進入pH調節池，將汙水調中性並沉降去除Fe(OH)3,沉降後的汙 水在可生化性調整後（按照COD:N:P=100:5:1添加NaN03、K2HP04-NaH2P04) 由蠕動泵的進水進入生化池，經過水解酸化與生物接觸氧化兩個階段後出水。 Fenton氧化階段采用批次反應，一次反應操作提供生化階段所需進水1 d用量， 生化階段為流動進水。
7.1.1.2汙水的條件與指標的檢測
Fenton氧化條件為pH 5.0，H202的用量1.5 mil；1 (30%雙氧水溶液）， FeS04_7H20的用量VOOmg'L；1、反應時間為1 h，反應溫度為30°C。流動進水
128
條件為進水水溫30°C、pH7.0、水力停留時間為72h、回流比為1: 10,連續運 行9 d，考察處理工藝對含聚汙水中各項主要指標（COD、聚丙烯酰胺、原油、 懸浮物、硫酸鹽還原菌）的去除。
7.1.2結果與討論
Fenton預氧化——生化對含聚汙水中COD、聚丙烯酰胺和原油的去除
測定了在運行的9 d內，Fenton預氧化——生化對含聚汙水中COD、聚丙 烯酰胺和原油的去除情況，結果見圖7-1-2〜圖7-1-4。其中來水COD值為含聚汙 水水樣的COD值，Fenton氧化出水COD值為沉降池出水的COD值，水解酸化 出水的COD值為第二隔室取水口測得的COD值，生物接觸氧化出水COD值為 反應器出水COD值；聚丙烯酰胺、原油、懸浮物、硫酸鹽還原菌含量的取樣測 定位置與COD相同。來水的COD值在1423〜1528 mgO/1，Fenton氧化出水的 COD值在598〜640 mg.I；1，Fenton氧化對COD的去除率在60%左右，水解酸化 出水COD值在388〜466 mg.I；1，生物接觸氧化出水的COD值在81〜112 mg.I；1， 穩定出水後COD值在90 rngt1左右，Fenton預氧化——生化處理對COD的去 除率可達94%，可滿足山東省半島流域水汙染物綜合排放（DB37/676-2007)二 級標準（CODSlOOmgO/1)。
來水的聚丙烯酰胺含量在457〜472 rngt1，Fenton氧化出水的聚丙烯酰胺含 量在115〜141 mg_L_1，Fenton氧化對聚丙烯酰胺的去除率在75 %左右，水解酸化 出水聚丙烯酰胺含量在82〜94 rngt1，生物接觸氧化出水的聚丙烯酰胺含量在 31〜42 mgO/1，穩定出水後聚丙烯酰胺含量在35 mg^L；1以下，Fenton預氧化—— 生化處理對聚丙烯酰胺的去除率可達93%。
來水的原油含量在197〜215 mg，!；1，Fenton氧化出水的原油含量在99〜112 mg-L'Fenton氧化對原油的去除率在50 %左右，水解酸化出水原油含量在70〜78 mg*!；1，生物接觸氧化出水的原油含量在11〜17 mg^L；1，穩定出水後原油含量在 15 mg，!；1以下。Fenton氧化對實際含聚汙水中原油的去除率要高於模擬含聚汙 水，這是由於在實際含聚汙水中在聚丙烯酰胺長期的作用下原油的乳化分散效果 要遠好於模擬含聚汙水，增大了 H202與原油的接觸麵，導致Fenton氧化的效率 提高；同樣，良好的乳化分散性提高了實際含聚汙水中原油的生物降解，從而使 Fenton預氧化一生化處理對實際含聚汙水中原油的去除率可達95%。但由於 生化出水原油含量仍在10 mgO/1以上，仍高於DB37/676-2007的最低標準（原 油含量55 mg_L_1)。
129
圖7-1-2 Fenton預氧化——生化對含聚汙水COD的去除 Fig. 7-1-2 The COD removal in oil wastewater containing HPAM by Fenton pre-oxidation
500¬
450-
combined with biochemical treatment
-i 400-
O) ■
50¬
0-
Time / d
—■— Influent
—〇— Effluent after Fenton oxidation —A— Effluent after hydrolytic acidification —▼— Effluent after biological contact oxidation
E 350- •
c 300- ① - s 250-
O - ° 200-
| 150」
X ■
100- 7〇
圖7-1-3 Fenton預氧化——生化對含聚汙水中聚丙烯酰胺的去除 Fig. 7-1-3 The HPAM removal in oil wastewater containing HPAM by Fenton pre-oxidation
combined with biochemical treatment
130
ooooooooooo
20864208642 2 2 11111
-J.05LU /luQPUOO XT〇0P3J°
—〇—Effluent after Fenton oxidation
Effluent after hydrolytic acidification
Effluent after biological contact oxidation
Time / d
10
圖7-1-4 Fenton預氧化——生化對含聚汙水中原油的去除 Fig. 7-1-4 The crude oil removal in oil wastewater containing HPAM by Fenton pre-oxidation
combined with biochemical treatment
Fenton預氧化——生化法對含聚汙水中懸浮物的去除
來水的懸浮物含量在92〜111 rngt1，Fenton氧化出水的懸浮物含量在 10.5〜14.1 mg^L；1，Fenton氧化對懸浮物的去除率可達90 %左右，水解酸化出水 懸浮物含量在11.5〜13.7 mg^L；1，生物接觸氧化出水的懸浮物含量在13.6〜17.6 mg-I；1 (圖7-1-5)。相比於汙水中聚丙烯酰胺與原油指標物質的高效去除，Fenton 氧化與生化聯用對懸浮物的去除效果並不比Fenton氧化單獨使用時好，反而略 有升高，這是由於Fenton氧化通過氧化與絮凝雙重作用去除了大部分的懸浮物 與懸浮物中可被生物利用的有機物，剩餘的大部分為無機組分。而生物降解時自 身會產生的代謝物質黏附在剩餘懸浮顆粒上使懸浮物的含量升高，使最終出水懸 浮物含量高於回注水的最低標準（懸浮物含量510 mgU1)。
131
塞 ^1
oooooooooooo
210987654321 I.GL-U / puoq-uo0
—■— Influent
—〇—Effluent after Fenton oxidation —^— Effluent after hydrolytic acidification —▼— Effluent after biological contact oxidation
圖7-1-5 Fenton預氧化——生化對含聚汙水中懸浮物的去除 Fig. 7-1-5 The SS removal in oil wastewater containing HPAM by Fenton pre-oxidation combined
with biochemical treatment
Fenton預氧化生化法對硫酸鹽還原菌的去除
由圖7-1-6可知，來水的硫酸鹽還原菌含量在8000〜15000 celhm!/1，Fenton
—■— Influent
—〇— Effluent after Fenton oxidation
T ime / d
氧化出水的硫酸鹽還原菌含量在25~60 cell_mL_1，Fenton氧化對硫酸鹽還原菌的 去除率可達99 %左右，然而進入水解酸化階段，由於處於缺氧環境中，殘餘的 硫酸鹽還原菌的數量又有所升高，從而使水解酸化出水硫酸鹽還原菌含量在 400〜700 celhmU1，而進入生物接觸氧化階段，好氧環境使其生長受到抑製，加 上好氧菌的競爭繁殖使生物接觸氧化出水的硫酸鹽還原菌含量又降低至在20 cell.m!；1以下。可滿足SY/T5329-94最低標準（硫酸鹽還原菌含量525 cell.mL-1)。
圖7-1-6 Fenton預氧化——生化對含聚汙水中硫酸鹽還原菌的去除 Fig. 7-1-6 The SRB removal in oil wastewater containing HPAM by Fenton pre-oxidation & biochemical treatment
132
7.1.2.4絮凝實驗
由於生化出水稍有渾濁，為進一步降低汙水中COD、聚丙烯酰胺及原油、 懸浮物等指標物質的含量，滿足不同需求，采用絮凝法進一步去除指標物質。絮 凝劑采用最常見的物質明礬（KA1(S04)2_12H20)，而生化出水中殘留少量的聚 丙烯酰胺，可作為助凝劑增加絮凝效果[157]，而無需額外添加助凝劑。結合含油 汙水絮凝處理相關文獻，考察不同的明礬投加量（60〜200 mg*!/1)對絮凝效果的 影響，以COD、懸浮物作為考察指標，結果見圖7-1-7。由圖7-1-7可以看出， 100 mg，!；1的明礬投加量對COD、懸浮物的去除效果最好，COD最低可降至20 mg-I；1，懸浮物含量可降至4.3 mg^L；1，繼續增大明礬用量反而使處理效果變差， 增大水的渾濁程度。
5 0 5 0 5 0 5 3 3 2 2 1 1
_io)E/+->§+->§0COS a〇o
406080100120140160180200220
Alum dose / mg.L 1
圖74-7明礬投加量對絮凝效果的影響 Fig. 7-1-7 The effect of alum dosage on flocculation
設定明礬的投加量為100 mg^L；1，對生化出水做了 5個批次實驗，每次實驗 體積為1L，考察對COD、聚丙烯酰胺及原油、懸浮物的去除，結果見圖7-1-8。 絮凝處理後，COD穩定在20 mg^L；1左右，聚丙烯酰胺含量低於5 rngt1，原油 含量低於2.5 mgl'懸浮物含量低於5 mgU1，取得較好的去除效果，由於硫 酸鹽還原菌含量過低，絮凝處理無影響。絮凝處理後的汙水各指標可滿足回注或 外排的需求。
133
TIE-IS / §s SS 勿a〇s
o o o o o o o
7 6 5 4 3 2 1
COD HPAM
Crude oil SS
SRB T
42086420
22211111
-_T6E/
SS IT〇 ① psos"vdH a8 Isluoo
Added batch
圖7-1-8明礬對含聚汙水中各指標的去除 Fig. 7-1-8 The removal of indexes in oil wastewater containing HPAM by alum
在實際油田水處理實際應用中多采用聚合鋁鹽作為常用絮凝劑，其絮凝效 果遠高於明礬且用量較少，可在以後的實驗中用聚合鋁鹽替代明礬提高絮凝效果 並降低成本。
7.2大慶油田含聚汙水水樣處理實驗
從大慶油田某區塊采得一含聚汙水水樣，其主要的水質指標如下：
表7-2-1大慶油田某區塊水樣水質
Table 7-2-1 The main water quality of oil wastewater containing HPAM in one block of
Paging Oilfield
COD
(mg.L-1)聚丙烯酰胺濃度
(mg.L-1)原油含量 (mg.L-1)懸浮物含量 (mg.L-1)硫酸鹽還原菌 (lO^ell-mL-1)
2510〜31201671士20053 士 12160 士412.5 士 0.5
BOD5pH總N (mg.L-1)總P
(mg.L-1)鹽度 (mg-L1)
156 士 199.52 士 0.0213.8 士 2.15.14士 1. 78756士217
由表7-2-1可以看出，與勝利含聚水樣相比此大慶含聚汙水水樣的COD含 量更高，可生化性很差（B0D5/C0D僅為0.09)，尤其是聚丙烯酰胺含量非常高， 是汙水中COD主要的貢獻成分，對COD的貢獻最高可達67%;原油含量相對 較少；另外由於是三元複合驅（堿/表麵活性劑/聚丙烯酰胺）後汙水，堿性很強， pH很高，更增加了汙水生化處理的難度。本實驗采用Fenton預氧化——生化—— 絮凝處理此含聚汙水。
134
7.2.1買驗方法
Fenton預氧化的條件探討
對大慶水樣的Fenton氧化預處理條件進行探討，考察pH、H202、FeS04_7H20
用量對COD去除的影響。
7.2.1.2大慶含聚汙水處理的實驗條件
大慶水樣亦采用Fenton預氧化一生化處理，生化出水後再增加絮凝處理 部分。按照實驗所得大慶汙水Fenton氧化條件，進行Fenton氧化預處理，然後 按照COD:N:P為100:5:1進行可生化性調整後進入生化反應器進行生物降解，運 行9 d，絮凝處理部分，采用Id處理一批次，明礬的投加量為100 mgt1。在處 理期間考察對汙水中各項主要指標（COD、聚丙烯酰胺、原油、懸浮物、硫酸 鹽還原菌）的去除。
7.2.2結果與討論
Fenton予頁氧化處理條件
-l-LU/ s Q8 JO 1S1U03
pH
apH調整過程中COD、聚丙烯酰含量胺變化 The COD and HPAM content changes during pH adjustment process
大慶汙水原樣由於含有大量的硫酸鹽還原菌，硫酸鹽還原菌作用產生大量的 FeS使汙水呈現黑色。在大慶含聚汙水水樣調酸性的過程中，有物質絮凝現象， 當pH調至5時現象開始明顯，當pH繼續下調至3.5時現象顯著，出現大量沉 澱，汙水顏色也由黑色變為澄清（圖7-2-1)。測定了 pH調節過程中COD及聚 丙烯酰胺的變化，結果表明，當pH調低至2.5時COD由2680 mg，!；1最低可降 至1427 mg’!；1，聚丙烯酰胺含量由1589 rngi—1降至674 mgO/1，由圖中可以看 出COD與聚丙烯酰胺去除在pH小於3.5後變緩，且當pH為3.5時，COD便降 低至1515 mg^L；1，聚丙烯酰胺含量降低至879 rngl1，COD、聚丙烯酰胺去除率 可達43%、45%。因此選擇pH 3.5為Fenton氧化的pH值。
135
bpH調整前後汙水的顏色變化（左：調整前；右：調整後）
The wastewater colour changes before and after pH adjustment (Left: before pH adjustment;
Right: after pH adjustment)
圖7-2-1 pH調整過程汙水的變化
Fig. 7-2-1 The change of wastewater change during pH adjustment process
測定了絮凝物與汙水清液的紅外光譜圖（圖7-2-2).由圖中可以看出，絮凝 物與清液中殘留的主要物質的紅外峰基本相同，由1653.73 cm—1酰胺基特征峰可 以得出，絮凝物主要為聚丙烯酰胺。這可能是由於在調酸性過程中，聚丙烯酰胺 與帶正電荷的離子發生共沉澱。
Flocculate
圖7-2-2絮凝物與汙水清液的紅外光譜圖 Fig. 7-2-2 The spectra of flocculate and clear liquid of wastewater 在pH3.5, FeS04.7H20用量為3 g.I/1、反應時間為1 h,反應溫度為30°C 時考察了不同雙氧水的投加量（〇〜4 mLl1)對COD去除的影響（圖7-2-3)。 由圖7-2-3可以看出2 mL.L-1雙氧水（30%雙氧水溶液）的用幾卩可滿足氧化的 需求。
136
10-
o o o o o
7 6 5 4 3 0/。/ XT3A〇§J Q〇o
J I 1 I ' I ' I ' I ' I 1 I ' I ' I ' I
0.00.51.0 1.5 2.02.5 3.0 3.54.04.5
H2〇2 dose / mL.L 1
圖7-2-3雙氧水投加量對COD去除的影響 Fig. 7-2-3 The effect of H2〇2 dosage on COD removal 固定雙氧水用量為2 mlrl；1，考察了不同FeS04_7H20的投加量（0.5〜3.5 g-I；1)對COD去除的影響（圖7-2-3)。由圖7-2-3可以看出2 g^L^FeSCVVI^O
y〇 /s+->s XBq〇§J Q8
FeS〇4-7H2〇 dose / g-L 1
的用量即可滿足氧化的需求。
圖7-2-4 FeS04,7H20投加量對COD去除的影響 Fig. 7-2-4 The effect of FeS04-7H20 dosage on COD removal 因此確定大慶含聚汙水水樣的Fenton氧化條件為pH 3.5、H202用量為2 mL-I/1、FeS04-7H20 用量為 2.0 gO/1，對 COD 的去除率可達 65%。
Fenton預氧化——生化——絮凝對大慶含聚汙水的處理 1)含聚汙水中COD、聚丙烯酰胺和原油的去除
137
測定了在運行的9 d內，Fenton預氧化生化對大慶含聚汙水水樣中
TT6E / §0
Time / d
圖7-2-5 Fenton預氧化——生化對含聚汙水COD的去除 Fig. 7-2-5 The COD removal in oil wastewater containing HPAM by Fenton pre-oxidation
combined with biochemical treatment
由圖7-2-6可知，大慶水樣來水的聚丙烯酰胺含量在1598〜1713 mgO；1，pH 調酸沉降後出水的聚丙烯酰胺含量在849〜914 mgO/1，Fenton氧化出水的聚丙烯 酰胺含量在227〜249 rngt1，整個Fenton氧化階段對聚丙烯酰胺的去除率在85% 左右，通過水解酸化與生物接觸氧化兩個連續的生化階段後，生化出水的聚丙烯 酰胺含量在65〜89mg_U1，穩定出水後聚丙烯酰胺含量在75 mg，!/1以下，再通過
絮凝處理後，聚丙烯酰胺含量進一步降低至13.4-16.2 mg_L_1，Fenton預氧化
生化一絮凝處理對聚丙烯酰胺的去除率可達99%。
138
COD、聚丙烯酰胺和原油的去除情況，結果見圖7-2-5〜圖7-2-7。其中來水COD 值為大慶含聚汙水水樣的COD值，pH調酸後COD值為pH調酸池(調至pH 3.5 ) 沉降後出水的COD值，Fenton氧化出水COD值為沉降池出水的COD值，生化 後COD值為生化反應器出水COD值，絮凝後COD值為絮凝處理後汙水的COD 值；聚丙烯酰胺及原油、懸浮物、硫酸鹽還原菌含量的取樣測定位置與COD相 同。由圖7-2-5可知，來水的COD值在2512〜2772 mgO/1，pH調酸沉降後出水 COD 值在 1479〜1596 mg.I；1，Fenton 氧化出水的 COD 值在 519〜657 mg.I；1，整 個Fenton氧化階段對COD的去除率在80%左右，通過水解酸化與生物接觸氧化 兩個連續的生化階段後，生化出水的COD值在142〜198mg_U1，穩定出水後COD 值在170 mgO/1以下，再通過絮凝處理後，COD進一步降低至64〜91 mg，!；1，可 滿足山東省半島流域水汙染物綜合排放二級標準（COD^lOO mg^L；1)。Fenton 預氧化一生化一絮凝處理對COD的去除率可達97%。
圖7-2-6 Fenton預氧化——生化對含聚汙水聚丙烯酰胺的去除 Fig. 7-2-6 The HPAM removal in oil wastewater containing HPAM by Fenton pre-oxidation
combined with biochemical treatmen
由圖7-2-7可知，大慶水樣來水的原油含量在43〜58 rngt1，pH調酸沉降過 程對原油的有一定程度的去除，通過吸附共沉降後出水的原油含量在39〜45 mg-I；1，Fenton氧化出水的原油含量在14.8〜17.4 mg’I；1，整個Fenton氧化階段 對原油的去除率在70%左右，通過生化階段後，生化出水的原油含量在4.2〜8.3 mg-I；1，穩定出水後原油含量在5 mgt1以下，再通過絮凝處理後，原油含量進
一步降低至1.2 -2.5 mg_L_1，Fenton預氧化生化絮凝處理對原油的去除
率可達98%，可滿足油藏回注水指標(SY/T5329-94) A1級標準及DB37/676-2007 一級標準。
—■— Influent —〇— After pH adjustment
Time / d
圖7-2-7 Fenton預氧化——生化對含聚汙水原油的去除 Fig. 7-2-7 The crude oil removal in oil wastewater containing HPAM by Fenton pre-oxidation
combined with biochemical treatmen
139
2)含聚汙水中懸浮物的去除
-J.05LU / luQPUOO SS
Time / d
圖7-2-8 Fenton預氧化——生化對含聚汙水中懸浮物的去除 Fig. 7-2-8 The SS removal in oil wastewater containing HPAM by Fenton pre-oxidation combined
with biochemical treatmen
由圖7-2-8可知，大慶水樣來水的懸浮物含量在147〜168 mg，!；1，pH調酸沉 降過程對懸浮物有較大程度的去除，通過吸附共沉降後出水的懸浮物含量在 96〜此過程對懸浮物的去除比原油的去除明顯，這可能是由於懸浮物 表麵多帶有電荷，更易於被吸附沉降。Fenton氧化出水的懸浮物含量在10.3-13.6 mg-U1，整個Fenton氧化階段對懸浮物的去除率在92%左右，通過生化階段後， 生化出水的懸浮物含量在12.7〜14.3 mg^L；1，與勝利含聚水樣相似，生化後懸浮 物的去除效果並不比Fenton氧化處理後效果好，反而略有升高。而通過絮凝處 理後，懸浮物含量降低至S+S-Urngf1，Fenton預氧化——生化——絮凝處理對 懸浮物的去除率高達97%，可以滿足SY/T5329-94 B級標準（懸浮物含量公 mg-L-1)。
含聚汙水中硫酸鹽還原菌的去除
由圖7-2-9可知，大慶水樣的硫酸鹽還原菌含量在20000〜25000 celhm!；1， 通過整個Fenton氧化階段，硫酸鹽還原菌含量降至80~120cell_mL_1，Fenton氧
化對硫酸鹽還原菌的去除率可達99 %以上，再進入水解酸化階段數量略有升高 及生物接觸氧化階段的抑製下降，又降低至在25 celhmU1以下，絮凝沉降階段 對低含量的硫酸鹽還原菌無影響，絮凝沉降後出水的硫酸鹽還原菌含量與生化出 水的硫酸鹽還原菌含量無明顯變化，Fenton預氧化一生化一絮凝處理後的 汙水中的硫酸鹽還原菌含量可以滿足SY/T5329-94最低標準（硫酸鹽還原菌含量 <25 cell-mL'1),,
140
TBE/i ,；0 S昌OS
Time / d
圖7-2-9 Fenton預氧化——生化對含聚汙水中硫酸鹽還原菌的去除 Fig. 7-2-9 The SRB removal in oil wastewater containing HPAM by Fenton pre-oxidation
combined with biochemical treatmen
7.3本章小結
分別對勝利油田含聚水樣與大慶油田含聚水樣進行了 Fenton預氧化一生 化處理小試實驗，得出以下結論。
對勝利油田含聚汙水按照以下參數：Fenton氧化條件為pH 5.0、H202的 用量UmlvL-1、FeS(V7H20的用量700 mg*L-1、反應時間為lh，反應溫度為 30°C;流動進水條件為進水水溫30°C、pH7.0、水力停留時間為72h、回流比為 1: 10;連續運行9 d，考察了 Fenton預氧化一生化處理對汙水中各項主要指標
(COD、聚丙烯酰胺及原油、懸浮物、硫酸鹽還原菌）的去除。結果表明，Fenton 預氧化一生化處理對COD的去除率可達94%，可滿足山東省半島流域水汙染 物綜合排放二級標準；聚丙烯酰胺的去除率可達93%，原油去除率可達95%， 懸浮物去除率可達90%;硫酸鹽還原菌去除率可達99%，硫酸鹽還原菌指標可 以滿足回注水的最低標準。
對於Fenton預氧化——生化處理後勝利含聚汙水中COD、原油、懸浮 物含量仍然較高的情況，采用絮凝處理進一步降低各指標值。結果表明，明礬的 投加量為100 mg，!；1，絮凝處理後，COD穩定在20 mg，!；1左右，聚丙烯酰胺含 量低於5mg_L_1，原油含量低於2.5mg_L_1，懸浮物含量低於5mg_L_1，取得較好 的去除效果。絮凝處理後的汙水各指標可滿足回注或外排的需求。
采用Fenton預氧化生化絮凝對大慶油田含聚汙水進行處理小試
實驗。經過條件優化，確定大慶含聚汙水水樣的Fenton氧化條件為pH 3.5、H202
141
用量為Imll；1、FeS04_7H20用量為l.Og^L；1。生化處理與絮凝階段與勝利含聚
汙水條件相同。結果表明，Fenton預氧化生化絮凝處理對COD的去除
率可達97%，可滿足山東省半島流域水汙染物綜合排放二級標準；聚丙烯酰胺的 去除率可達99%，原油去除率可達98%，可滿足回注水A1級標準及外排水一級 標準；懸浮物去除率可達97%，可以滿足回注水的B級標準；硫酸鹽還原菌去 除率可達99%，硫酸鹽還原菌指標可以滿足回注水的最低標準。
142
8結論與展望
8.1結論
從含聚汙水中篩選出6株聚合物降解菌，分別命名為sp. PAM-1、 Bacillus sp. PAM-2 ^ Ochrobactrum sp.?AM-3 ^ Acinetobacter sp. PAM-4^ Bacillus sp. PAM-5、sp. PAM-6。混合菌具有協同作用對聚丙烯酰胺、原油的降 解率分別可達46.1%、47.5%，明顯高於單菌。微生物在pH 5〜9、溫度30〜45°C、 鹽度5〜12.5 gO/1、氧含量4〜6 mgl/1生長較好。當聚丙烯酰胺濃度為500 mgO/1、 原油濃度為 300 mgf1 時，0.2 gfiNaNCb、1 gO/1 K2HP04-NaH2P04 的用量就可 以滿足降解的需求。微量的Fe3+和Mn2+ (濃度切.Olgt1)可促進微生物的生長 代謝。
對混合菌降解聚丙烯酰胺的機理初步探討表明，混合菌可能是通過生物 催化類Fenton反應將聚丙烯酰胺分解利用。混合菌對原油中的芳烴利用率高於 烷烴，且對不同烴的利用呈現不同特點。利用混合菌對含聚汙水進行了降解。結 果表明，通過7 d的降解，混合菌對COD、聚丙烯酰胺、原油的去除率分別可 達 56.3%、54.2%、46.1%。
對聚丙烯酰胺、原油單一存在及二者共存時的Fenton氧化條件進行了考 察。對於 SOOmg-I；1 的聚丙烯酰胺，在 ^O^mLO/1、FeSO^I^OSOOmg-L-1、 pH 3.0、溫度30°C、反應時間30 min條件下，Fenton氧化對其去除率可達70% 以上；對於30〇11^.1/1的原油，在112021〇1111^1/1、？6804.71120 50〇11^.1/1、卩113.0、
溫度30°C、反應時間1 h條件下，Fenton氧化對其去除率可達25%以上；對於 模擬含聚汙水（聚丙烯酰胺及原油共存），在H202 15 mil；1、FeS04_7H20 700 mg-I；1、pH 3.0、溫度30°C、反應時間lh條件下，Fenton氧化對聚丙烯酰胺去 除率可達65%以上，對原油的去除可達30%以上。Fenton氧化對聚丙烯酰胺的 降解比生物降解更為徹底，降解後的小分子產物生物毒性降低，被微生物利用率 提高。聚丙烯酰胺的存在提高了原油生物降解、Fenton氧化、Fenton預氧化—— 生化對原油的去除效率。
考察了不同氧化pH條件下Fenton氧化對含聚汙水的去除，結果表明，pH 為5時雖然去除效果不如氧化pH為3時效果好，但對含聚汙水的COD、聚丙 烯酰胺、原油的去除率也達到61.5%、74.0%、47.2%。不同的pH氧化環境對懸 浮物的去除效率影響不大，均可在80%以上；不同氧化pH環境對硫酸鹽還原菌 (SRB)的去除率均可達98%以上；在對不同pH值下Fenton氧化後的含聚汙 水添加營養源調整後，其BOD5/COD值均在0.3以上，可生化性改善明顯。在 Fenton氧化反應結束調中性並添加Mn02催化分解後殘餘的H202不僅不會抑製
143
細菌生長，反而促進其對有機物的降解。
考察了不同氧化pH條件下Fenton預氧化一生化聯用對含聚汙水的去除，
氧化pH為5時Fenton預氧化生化處理效果與氧化pH為3最終處理效果相
差不大，對COD、聚丙烯酰胺、原油的去除效率可達84.7%、92.1%、83.1%; Fenton預氧化一生化對SRB有很高的去除效率，不同氧化pH環境下最終都 使SRB含量小於10 celhmL'Fenton預氧化——生化對含聚汙水中懸浮物的去除 主要是Fenton氧化階段的去除。
對從青島海泊河汙水處理廠取得的好氧汙泥在模擬含聚汙水中馴化。添 加了功能降解菌的活性汙泥具有更高的生物活性，對模擬含聚汙水的COD的去 除可達51.8%。，比普通活性汙泥的效率提高了 30%。活性汙泥對實際含聚汙水 COD、聚丙烯酰胺、原油的去除分別可達65.2%、62.2%、57.0%。
在折流板反應器（四個隔室，前兩個為水解酸化池，後兩個為生物接觸氧化 池）中對活性汙泥進行連續進水培養，運行15 d後具有穩定的COD去除效率， COD的去除率達到55%左右。進水pH 7.0、水力停留時間72 h、進水溫度30〜40°C 時反應器對模擬含聚汙水具有較高的降解率。穩定運行後，反應器對COD、聚 丙烯酰胺、原油的去除率最高分別可達67.6%、63.7%、58.7%，懸浮物的含量穩 定在 15〜30 mg.I；1，SRB 含量降至 102 cell.I/1。
采用Fenton預氧化一生化處理對勝利含聚汙水進行處理小試實驗。結 果表明COD的去除率可達94%，可滿足山東省半島流域水汙染物綜合排放
(DB37/676-2007)二級標準；聚丙烯酰胺的去除率可達93%，原油去除率可達 95%，懸浮物去除率可達90%; SRB去除率可達99%，SRB指標可以滿足回注 水的最低標準。針對處理後勝利含聚汙水中COD、原油、懸浮物含量仍然較高 的情況，采用絮凝處理進一步降低各指標值。明礬的投加量為100 mg，!；1時，絮 凝處理後，COD穩定在20 mg，!/1左右，聚丙烯酰胺含量低於5 rngt1，原油含 量低於2.5 mgl'懸浮物含量低於5 mgU1，取得較好的去除效果。絮凝處理 後的汙水各指標可滿足回注或外排的需求。
采用Fenton預氧化——生化——絮凝對大慶油田含聚汙水水樣進行處理小 試實驗。結果表明，COD、聚丙烯酰胺的去除率分別可達97%、98%，可滿足 DB37/676-2007二級標準；原油去除率可達98%，可滿足油藏回注水指標 (SY/T5329-94) A1級標準及DB37/676-2007—級標準;懸浮物去除率可達97%， 可滿足SY/T5329-94 B級標準；硫酸鹽還原菌去除率可達99%，可滿足 SY/T5329-94最低標準。
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8.2論文的特色與創新點
探討了聚丙烯酰胺的好氧降解機理。功能降解菌對聚丙烯酰胺的降解可 能是類Fenton反應機理。首先在各類氧化酶作用下發生聚丙烯酰胺端基氧化過 程並產生羥基自由基（_0H)，然後引發聚丙烯酰胺主鏈的_0H氧化過程使聚丙 烯酰胺長鏈斷裂為小分子片段，使功能菌獲得可被利用的碳源，功能菌又可通過 酰胺水解酶水解聚丙烯酰胺的酰胺基獲得可被利用的氮源，進而維持與促進自身 的生長與繁殖。
研究了聚丙烯酰胺與原油共存對生物降解、Fenton氧化的影響。在各自 較低含量範圍內（原油0〜Sg^L/1，聚丙烯酰胺0〜lg^L；1)，聚丙烯酰胺與原油的 共存可促進各自被生物利用的效率；原油的存在降低了聚丙烯酰胺的Fenton氧 化去除效率，但在其含量較低時（0〜600 mgt1)對聚丙烯酰胺的去除影響不大; 而聚丙烯酰胺在較低含量時（0〜500 mg^L；1)對原油的Fenton氧化去除有促進作 用。
采用Fenton預氧化——生化——絮凝對兩種含聚汙水水樣進行了可行性 試驗，對COD、聚丙烯酰胺、原油、懸浮物、硫酸鹽還原菌等指標物質的去除 進行了詳細研究。
8.3存在的問題及展望
由於時間及實驗條件有限，本論文中還存在以下不足，需要在後續實驗工作 中加以補充、完善：
在汙水處理小試實驗生化處理部分，由於Fenton氧化後含聚汙水中聚丙 烯酰胺及原油仍很難被降解，使水力停留時間（72 h)偏長，與一般汙水處理的 水力停留時間（6-24 h)相比有一定差距，需要進一步優化各處理參數以提高處 理效率，減少水力停留時間。
小試實驗中無油田中常采用的氣浮除油工藝，在後續處理研究中可在 Fenton預氧化一生化處理之前加入氣浮除油步驟，回收部分浮油，以減少汙水 處理的負荷，降低藥劑使用量，也可使出水的原油含量降至更低。
限於聚丙烯酰胺及原油的難生物降解特性，普通降解菌對於二者的去除 效率有限，可利用基因工程手段，提高細菌的降解性能，達到對二者高效去除的 目的。
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