还原脱氯污泥方法
污水处理中的化学处理方法
污水处理中的化学处理方法污水处理是保护环境和维护人类健康的重要措施之一。
在污水处理过程中，化学处理方法被广泛应用于去除污水中的污染物。
本文将介绍几种常用的化学处理方法，包括沉淀法、氧化还原法以及吸附法。
一、沉淀法沉淀法是一种通过添加化学物质使污水中的污染物转化为不溶于水的固体沉淀物的方法。
常用的沉淀剂有氢氧化铁、氢氧化铝等。
在污水处理中，根据不同的污染物特性选择合适的沉淀剂。
例如，对于含有重金属离子的废水，可以使用氢硫化钠作为沉淀剂，将重金属离子与硫化物反应形成沉淀物。
二、氧化还原法氧化还原法是利用氧化剂和还原剂对污水中的污染物进行氧化和还原反应，以达到降解和去除污染物的目的。
常用的氧化剂有氯气、臭氧、高锰酸钾等，而常用的还原剂有二氧化硫、亚硫酸钠等。
例如，氯气可以被用于氧化废水中的有机物，生成二氧化碳和水；而二氧化硫可以还原废水中的重金属离子，将其还原为金属沉淀物。
三、吸附法吸附法是一种将污水中的污染物通过吸附材料进行物理吸附的方法。
吸附材料常用的有活性炭、分子筛等。
污水中的有机物、重金属离子等可以通过吸附材料表面的孔隙结构和活性基团吸附，并实现去除。
例如，将活性炭添加到污水中，通过活性炭表面的微孔结构和大量的孔隙吸附有机物，达到净化水质的效果。
除了以上介绍的化学处理方法，还存在其他一些化学处理方法，如中和法、络合法等。
这些方法在不同的污水处理工艺中有着各自的应用。
总结起来，污水处理中的化学处理方法是一种重要的技术手段，能够有效去除污水中的污染物。
通过合理选择和组合这些化学处理方法，可以实现对不同类型污水的高效处理，保护环境和人类健康。
脱氯工艺技术
脱氯工艺技术脱氯是一种用于去除水中余氯的工艺技术，其主要原理是利用化学反应将氯化物氧化为无毒的氯化物，从而降低水中的余氯含量。
在水处理过程中，脱氯被广泛应用于自来水净化、污水处理和工业用水等领域。
脱氯的工艺技术有很多种，常见的有以下几类：1. 活性炭吸附脱氯：活性炭具有良好的吸附性能，能够吸附水中的余氯，并将其转化为无毒的氯化物。
这种方法操作简单、效果稳定，但需要定期更换活性炭。
2. 二氧化硫还原脱氯：二氧化硫具有还原性，能够与氯发生反应，生成无毒的氯化物。
这种方法操作简单，但需要控制好二氧化硫的用量，避免产生二氧化硫残留。
3. 亚硫酸氢钠还原脱氯：亚硫酸氢钠也具有还原性，与氯发生反应，产生氯化物和硫酸钠。
这种方法操作相对复杂，需要控制好反应条件，避免产生亚硫酸氢钠残留。
4. 紫外线消毒脱氯：紫外线具有较强的杀菌能力，能够快速分解水中的余氯。
这种方法操作简单、无需添加其他化学药剂，但紫外线消毒设备较为昂贵。
在实际应用中，常常会采用多种脱氯工艺技术的组合。
例如，在自来水净化工艺中，常常使用活性炭吸附脱氯和紫外线消毒脱氯相结合，以达到更好的脱氯效果和水质安全标准。
脱氯工艺技术的选择应根据实际情况进行，考虑水质要求、水处理工艺的适应性、操作方便程度和经济性等因素。
此外，脱氯过程中需要注意控制脱氯剂的投加量，避免过量投加或不足，以确保脱氯效果和处理水质安全。
在污水处理中，脱氯工艺技术也是十分重要的。
污水中的余氯不仅会对环境造成污染，还会对生物造成危害。
因此，在处理污水时，必须对余氯进行脱氯处理，以保障环境和生物的安全。
总之，脱氯工艺技术在水处理中起到了至关重要的作用，不仅能够提高水质，还能保护环境和生物的安全。
随着科学技术的不断进步，脱氯工艺技术也将不断创新和完善，为我们提供更加安全、清洁的水资源。
氯废水处理工艺流程
氯废水处理工艺流程下载温馨提示:该文档是我店铺精心编制而成，希望大家下载以后，能够帮助大家解决实际的问题。
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②氧化/还原处理：对含有游离氯的废水，采用曝气吹脱或化学还原法，如加入Na2SO3、Na2S2O3等还原剂，将游离氯转化为氯离子，降低毒性。
③沉淀法：向废水中加入石灰乳等沉淀剂，去除重金属及部分氯化物，调节pH值，促进沉淀物形成。
④吸附法：运用活性炭或特定吸附材料，进一步去除废水中的溶解性有机氯化物，提高水质。
⑤离子交换：在低盐度条件下，使用阴离子交换树脂有效去除氯离子，适合处理含氯浓度较低的废水。
⑥膜分离技术：应用反渗透（RO）、纳滤（NF）等膜技术深度净化，有效去除氯化物及其他溶解性溶质，提高出水水质。
⑦生化处理（若适用）：对于生物可降解有机物，采用活性污泥法、生物膜法等生化工艺，促进有机物分解。
⑧后处理与排放：经过上述处理后，对废水进行最终检测，确保各项指标达到排放标准，安全排放或回用。
⑨污泥处置：产生的污泥经浓缩、脱水处理后，根据环保要求进行无害化处置或资源化利用。
含氯废水处理的解决方法
含氯废水处理的解决方法标题：含氯废水处理的解决方法引言：含氯废水是一种常见的工业废水，它的处理对于环境保护至关重要。
含氯废水的处理方法多种多样，本文将深入探讨这些方法，并提供高质量的解决方案，以帮助解决这一环境问题。
第一部分：背景和问题说明在工业过程中，许多行业产生含氯废水，例如化工、纺织和制药等。
含氯废水中的氯化物离子可能对水体生态系统和人类健康造成危害。
因此，我们需要寻找有效的处理方法来降低废水中氯离子的含量。
第二部分：传统的含氯废水处理方法1. 化学沉淀法：这是一种常见的处理方法，它利用沉淀剂与废水中的氯化物发生反应，形成不溶性沉淀物。
然后沉淀物可以通过过滤或沉淀分离出来。
这种方法的优点是操作简单、成本较低，但它对氯离子的去除率有限。
2. 活性炭吸附法：活性炭是一种常用的吸附剂，它对废水中的氯化物具有良好的吸附能力。
该方法通过将废水通过活性炭床进行处理，从而将氯离子吸附到活性炭上。
然后可以通过再生活性炭或将其作为固体废物处理来恢复活性。
3. 膜分离技术：膜分离技术包括反渗透、超滤和纳滤等方法。
这些方法通过使用半透膜来分离废水中的溶质和溶剂，从而实现氯离子的去除。
膜分离技术具有高效、可控性强的特点，但其成本较高。
第三部分：新兴的含氯废水处理方法1. 光催化氧化法：光催化氧化法利用紫外线或可见光辐射激活催化剂，将废水中的氯离子氧化为无害的物质。
这种方法具有高效、无二次污染和较低的处理成本，因此逐渐得到了广泛的关注和应用。
2. 电化学氧化法：电化学氧化法将废水中的氯离子在电极上进行氧化分解，从而实现其去除。
这种方法具有高效、选择性强的特点，适用于高浓度和复杂废水的处理。
3. 生物处理法：通过利用细菌、微生物或其他生物体对废水中的氯化物进行降解和去除，生物处理法成为一种环保、可持续的处理方法。
它不仅能够有效降低氯离子浓度，还能减少化学消耗和污泥产生。
第四部分：综合应用与前景展望将上述的含氯废水处理方法进行综合应用，可以根据废水性质、处理要求和经济可行性来制定合适的处理方案。
污泥处置及资源化处理方案
污泥处置及资源化处理方案随着城市化进程的加快，人口增长和工业化的发展，污水处理和污泥处置问题也越来越受到人们的关注。
污泥处置是污水处理过程中不可避免的一个步骤，大量的污泥产生给环境造成了很大的污染压力。
因此，对于污泥的妥善处理非常重要。
本文将介绍污泥的处理方法以及资源化处理方案。
污泥的来源污泥是污水处理产生的固体废物，在污水处理过程中，水中悬浮的固体、有机污染物和微生物等都会沉淀在污泥中。
根据不同的处理方法，污泥可以分为厌氧污泥、好氧污泥、混凝沉淀污泥以及生活垃圾堆肥中产生的污泥等。
污泥的处理方法目前，污泥的处理方法主要包括 landfill、焚烧和资源化处理三类。
Landfill 处理Landfill是一种将污泥埋入填埋场进行处理的方法。
将污泥浓缩成较干燥的物料，再将其运至填埋场进行填埋即可。
这种方法处理的污泥体积小、易于运输和储存。
但是这种方法存在一定的问题，如填埋释放的温室气体甲烷等对环境造成了威胁，同时土地的利用也受到限制。
焚烧处理焚烧污泥是将污泥经过处理后，以高温氧化的方式进行控制的方法。
这种方法处理后的污泥体积更小，成本更高，且焚烧后的废渣可以再次利用，具有环保的效益。
但是对于此种方法，一定的系统运转成本和技术要求比较高，附加的废气和废渣对环境会有一定的影响。
资源化处理资源化处理是一种将污泥中可利用的有机物和无机物转化为有用产品的方法。
污泥转化后形成的产品可以用于肥料和能源生产，解决了污泥处理和能源、肥料使用之间的耦合问题。
将污泥转化为资源化产品可以减少成本，同时对环境友好。
资源化处理方案目前，污泥的资源化处理方式分为化学法、物理法和生物法三类。
化学法化学法是一种利用化学方法将有机物和无机物分离的方法。
常见的化学法处理方案有酸碱法、氧化法和还原法。
通过加入酸、碱等化学药剂进行处理，将有机物和无机物分离出来，分别加工、利用。
物理法物理法是利用物理性质对污泥进行分离。
常见的物理法处理方案有离心法、滤板法、挤压法等。
污泥的处理方法
污泥的处理方法污泥是指废水处理后产生的含有固体颗粒和有机物质的混合物，其处理对于环境保护和资源回收具有重要意义。
在工业生产和城市生活中，污泥的处理一直是一个备受关注的问题。
本文将介绍污泥的处理方法，希望能对相关行业提供一些参考和帮助。
首先，污泥的处理方法可以分为物理处理、化学处理和生物处理三种主要方式。
物理处理主要包括沉淀、过滤和脱水等过程，通过这些方法可以将污泥中的固体颗粒和水分进行分离。
化学处理则是利用化学药剂对污泥进行处理，如氧化、还原、中和等方法，来改变污泥的性质和组成。
生物处理则是利用微生物对污泥中的有机物进行降解和分解，达到减少有机物含量和改善污泥质量的目的。
其次，针对不同类型的污泥，可以采用不同的处理方法。
比如城市污水处理厂产生的污泥，通常采用厌氧消化和好氧堆肥等生物处理方法，将有机物质降解成稳定的有机质，然后用于土壤改良和植物养殖。
而工业废水处理产生的污泥，由于其成分复杂，可能需要结合物理、化学和生物处理方法，进行综合处理和资源化利用。
此外，随着环保意识的提高和技术的进步，污泥处理领域也出现了一些新的方法和技术。
比如热解技术可以将污泥中的有机物和水分分解成可燃性气体和固体残渣，实现资源化利用和能源回收。
同时，超临界水氧化技术可以在高温高压下将污泥中的有机物氧化分解成水和二氧化碳，达到高效处理污泥的效果。
综上所述，污泥的处理方法多种多样，可以根据污泥的性质和来源选择合适的处理方式。
在处理污泥的过程中，需要注重资源化利用和环境保护，尽量减少污泥对环境的影响。
希望本文介绍的污泥处理方法能够为相关行业提供一些参考和帮助，推动污泥处理技术的进步和应用。
土壤污染 修复
土壤污染修复污染土壤修复是指通过物理、化学、生物、生态学原理，并采用人工调控措施，使土壤污染物浓(活)度降低，实现污染物无害化和稳定化，以达到人们期望的解毒效果的技术措施。
理论上可行的修复技术有植物修复、微生物修复、化学修复、物理修复和综合修复等几大类。
有些修复技术已经进入现场应用阶段并取得了较好的效果。
污染土壤实施修复，对阻断污染物进入食物链，防止对人体健康造成危害，促进土地资源保护和可持续发展具有重要意义。
关于该技术的研发主要集中于可降解有机污染物和重金属污染土壤的修复两大方面。
物理修复技术：物理分离修复技术主要是应用在污染土壤中无机污染物的修复技术上，它最合适用来处理小范围的污染土壤，从土壤、沉积物、废渣中分离重金属，恢复正常功能。
它的基本原理是根据土壤介质及污染物的物理特征，采用不同的方法将污染物质从土壤中分离出来，包括：依据粒径大小采用过滤或微过滤的方法进行分离：依据分布、密度大小采用沉淀或离心分离；依据磁性特征采用磁分离手段：依据表面特性采用浮选法进行分离等。
多数物理分离修复技术都有设备简单，费用低廉，可持续高产等优点，但是在具体分离过程中，要考虑技术的可行性和各种因素的影响。
包括要求污染物与土壤颗粒的物理特征的差异显著，特别是当土壤中有较大比例的黏粒、粉粒和腐殖质存在时很难操作等等。
蒸汽浸提修复技术是指利用物理方法通过降低土壤孔隙的蒸汽压，把土壤中的污染物转化为蒸汽形式而加以去除的技术，又可分为原位土壤蒸汽浸提技术、异位土壤蒸汽浸提技术和多相浸提技术。
气提技术适用于地下含水层以上的包气带土壤；多相浸提技术适用于包气带好地下含水层。
该技术适用于高挥发性化学污染土壤的修复。
原位土壤蒸汽浸提技术适用于处理蒸汽压大于66.66Pa的挥发性有机化合物，如挥发性有机卤代物或非卤代物，也可适用于除去土壤中的油类、重金属、多环芳烃或二恶英等污染物：异位土壤蒸汽浸提技术适用于修复含有挥发性有机卤代物和非卤代物的污染土壤；多相浸提技术适用于处理中、低渗透型地层中的挥发性有机物。
有机氯废水脱氯处理技术
浙江省科技计划项目鉴定 浙江省科技厅
浙 科 鉴 字 [2006] 第 官宝红
208 号
浙江省环保科技奖二等奖 浙江省环保局
浙江大学 浙大易泰
推荐为 2008 年国家节能减排 科 技 部 火 炬 高 技
浙大易泰
新技术
术产业开发中心
“一种超声波辅助强化金属还
原有机氯化物脱氯的方法”发 国家知识产权局 官宝红 专利权人：浙江大学
有机氯化物的污染具有广泛性和危害性，已经成为一个全球性环 境问题，引起密切关注。在美国环保署和欧共体公布的污染物黑名单 上，排在前列的是有机氯化合物和可以在环境中形成有机氯化合物的 物质，主要包括氯代脂肪烃、氯代芳香烃及其衍生物。含有机氯化物 的废水直接进入污水处理系统，可能导致生物处理单元效率明显下降， 前苏联则禁止氯仿、四氯化碳等有机氯化合物进入废水生化处理系统。
浙江大学
VI
浙大易泰环境科技有限公司
有机氯化物废水均相催化还原脱氯处理技术简介
十一、附件
浙江大学
VII
浙大易泰环境科技有限公司
有机氯化物废水均相催化还原脱氯处理技术简介
浙江大学
VIII
浙大易泰环境科技有限公司
官宝红 官宝红
项目编号 2004C33068
浙江省环境监测站监 测，浙江省环保局验收
官宝红 专利权人：浙江大学
官宝红
浙江大学
II
浙大易泰环境科技有限公司
有机氯化物废水均相催化还原脱氯处理技术简介
2006.6 2007.12 2008.1 2008.7
2008.7
2008.8 2008.10 2009.4 2009.7 2010.5
八、技术性能指标
（1） 还原剂和混凝剂可以为工业废料； （2） 脱氯处理效率：90～99.9％； （3） 吨废水处理成本（低浓度）：5～25 元。
污水处理中的去除氯化物和有机氮的技术
污水处理中的去除氯化物和有机氮的技术在现代社会中，随着城市规模的不断扩大和工业化水平的提高，污水处理成为一项重要的环保任务。
而污水中的氯化物和有机氮成分是造成水质问题的主要因素之一。
因此，研究和应用有效的技术手段去除污水中的氯化物和有机氮成分变得尤为重要。
一、去除氯化物的技术氯化物是一种常见的水中污染物，它来源于工业废水、生活污水以及农业排放。
高浓度的氯化物不仅会对水体生态系统产生不可逆转的破坏，还会对人体健康造成威胁。
因此，提出适用于污水处理的去除氯化物的技术显得尤为关键。
1. 化学法化学法是目前最常用的氯化物去除技术之一。
通过加入适量的氧化剂如次氯酸钠、过氧化氢等，可以将氯化物氧化成无毒的氯酸盐，并沉淀下来。
2. 电化学法电化学法是利用电化学反应来去除氯化物的一种技术。
通过电极间的电位差和电流密度调节，可以将氯化物还原为氯气并析出，达到去除氯化物的目的。
3. 生物法生物法是利用微生物来去除氯化物的技术。
常用的方法有生物膜法和生物催化法。
生物膜法利用生物膜中的微生物通过代谢降解氯化物；生物催化法则通过加入一些催化剂来促进微生物降解氯化物。
二、去除有机氮的技术有机氮是污水中另一个重要的污染成分，它主要来自于废水中的氨氮、尿素、有机物等。
有机氮的存在不仅会导致水体富营养化，还会使水体呈现出恶臭，影响人们的正常生活和娱乐。
因此，去除有机氮成分是当前污水处理中的关键挑战之一。
1. 化学法化学法也可以应用于去除有机氮。
例如，在碱性条件下，可以应用氯气氧化法将有机氮氧化成亚硝酸盐和硝酸盐，最终通过沉淀等方式去除。
2. 生物法生物法是一种非常有效的去除有机氮的技术。
它通过添加特定的微生物群体，如硝化菌和反硝化菌，将有机氮转化为无机氮，如亚硝酸盐和硝酸盐，并将其释放到大气中。
这可以通过好氧和厌氧的条件来实现。
3. 吸附法吸附法是一种常见的去除有机氮的技术手段。
常用的吸附材料有活性炭、沸石等，它们能够吸附有机氮物质，达到去除的目的。
化学法处理氯代有机物的应用研究
化学法处理氯代有机物的应用研究液氯消毒是给水的重要工艺，其消毒副产物中产生具有“三致”作用的氯代有机物。
氯代有机物难降解、环境危害性大。
处理方法有化学氧化法和化学还原法，化学氧化法包括焚烧、湿式氧化、臭氧氧化、Fenton试剂法和光催化氧化法等；化学还原法包括一般还原剂、金属单质还原剂以及双金属催化还原法等。
不同的化学法在处理氯代有机物降解和应用方面，具有不同的优缺点。
标签：氯代有机物；化学氧化；化学还原1 化学氧化法化学氧化法是去除废水中污染物质的有效方法之一。
其目的是将污染物氧化成为无害的终端产物或较易生物降解的中间产物。
化学氧化法包括焚烧、湿式氧化、臭氧氧化、Fenton试剂法和光催化氧化法等。
1.1 焚烧法焚烧法是将含高浓度有机物的废水、废渣等在高温下进行氧化分解，使有机物转化为无害的无机物的过程。
是在高温条件下利用空气深度氧化处理有机物的有效方法之一。
特别是对于化工、制药等有机废液，这些废液中往往含有有机物浓度较高，成分复杂，难及进行生化处理，利用焚烧法进行处理尤为适合。
环境中的有机化合物，均可能在污泥中被发现，污泥在干燥和焚烧过程中都会排放出大量的污染气体，利用水泥回转窑中焚烧污泥，有机成分燃烧释放热量，无机成分则可进入到熟料中。
1.2 湿式氧化法湿式氧化法是在催化剂作用下，在高温、高压条件下用氧气或空气直接将污水中的有机物以及含N、S等毒物氧化分解成CO2、H2O及N2等无害物以达到净化的目的。
与常规方法相比，具有适用范围广，处理效率高，极少有二次污染，氧化速率快，可回收能量及有用物料等特点。
湿式催化氧化法主要应用于高浓度难降解有机废水、氨氮废水生化处理的预处理及有毒有害工业废水。
湿式催化氧化法的催化剂包括均相催化剂和非均相催化剂两种。
均相催化剂是以分子或离子水平独立起作用的，以过渡金属Cu、Fe、Ni、C、Mn等为代表的均相催化剂效果较好。
但在废水处理过程中将造成用于催化剂的金属溶于水而流失，会造成排放的二次污染。
还原脱氯污泥方法
还原脱氯污泥方法2.4.6- 三氯苯酚作为防腐剂、杀菌剂、防霉剂［1, 2］广泛应用于各类制造业，导致大面积土壤、地表水、地下水受到了氯代有机物的污染［3, 4, 5］，在污水厂剩余污泥中亦有发现［6］.因其高毒性，持久性和致癌性，2,4,6-TCP被美国、中国等国家列入优先控制污染物［7, 8］.多氯酚很难在好氧条件下降解，而在氧化还原电位低的厌氧环境中，在相应酶的作用下进行厌氧还原脱氯，代谢速率较高［7］,且厌氧脱氯的原理与应用对于修复土壤或地下水更具现实意义，受到研究者的重视.通过富集活性污泥可获得厌氧降解2,4,6-TCP的混合微生物［9］，氯取代基被脱除后，生物毒性大大降低［10, 11］，再通过好氧处理，可实现彻底矿化.对于复杂的氯代化合物，其矿化过程具有步骤性，每步生成的产物往往越来越不容易脱氯［17］，且脱氯菌与其他厌氧细菌形成复杂的互养关系而受到制约［18, 19］，相关研究有待进一步深入.目前已从土壤、地下水中分离鉴定出多种氯酚降解菌［12, 13, 14, 15, 16］，这些微生物以有机物作为电子供体，有机氯代物作为电子受体进行呼吸代谢作用.其中，Dehalococcoides ethenogenes、Dehalobacter restrictus 等通过还原脱氯酶进行脱氯呼吸，另外，异化铁还原菌的脱氯作用近年来成为研究热点［13, 14］，女口Gobacter、Shewanella、Desulfitobacterium 等，这些微生物可同时进行Fe（皿）还原与脱氯呼吸.在不同的微生物及环境条件下，厌氧脱氯转化过程受到影响，并显著影响脱氯速率.因此深入研究2,4,6-TCP在厌氧污泥群中的代谢特性和影响因素对于实现2.4.6- TCP彻底矿化，深入还原脱氯机制具有重要的意义.本研究通过驯化活性污泥富集2,4,6-TCP还原脱氯污泥，探索厌氧条件下驯化污泥对2,4,6-TCP还原脱氯途径、代谢特征和影响因素，探讨相关机制，以期为加速还原脱氯的方法、实现多氯酚的彻底矿化及实际应用提供理论基础.1材料与方法1.1基本营养物研究中所采用的培养基含有以下物质：①主要营养物质(X 10-2 g • L-1): KCI(0.15) , KH2PO(1.36), NH4CI(2.68);②微量元素(X 10-3 g -L-1): CoCl2 ・6H20(0.024), ZnCI2(0.075) , H3B03(0.019), NiCl2 ・6H20(0.024), Na2Mo4 ・2H20(0.024), FeCI2 ・4H2O(1.344), MnSO4 - 4H20(0.026), MgSO4 • 7H2O(1.556) , CaCl2 • 2H2O(2.336), CuSO4 • 5H20(0.009), AIK(SO4)2 • 12H2O(3.446);③ 维生素(X 10-3 mg • L-1)[20]: 生物素(20)，叶酸(20)，维生素B6(100)，维生素B1(50)，维生素B12(1)，对氨基苯甲酸(50)，泛酸(50)，维生素B6(100)，硫辛酸(50);④酵母浸膏：0.002%.其余物质根据实验内容另行添加.1.2污泥驯化污泥取自上海市长桥污水处理厂二沉池回流污泥，其中未测得氯酚类物质.驯化前，将污泥淘洗3次，接种至可密封厌氧瓶内，添加 1.1节所述营养物质.添加乳酸钠(20 mmol • L-1)、2,4,6-TCP(50 卩mol • L-1)，所有物质添加完毕后定容至1 L ,氮气吹脱20 min 密封，置于恒温磁力搅拌器上，内置磁力搅拌子，30C条件培养，定期更换培养液.培养液加入前经高纯N2吹脱20 min，更换时以N2 保护，维护反应所需的厌氧条件.定期检测酚类物质浓度变化，直至驯化完成.1.3实验方法间歇实验按照以下步骤进行：①配制培养基：按1.1节所述配方以去离子水配制基本营养物培养基，分装至100 mL厌氧瓶内，咼纯氮气吹脱20 min密封，121C灭菌后待用.实验时，根据实验内容，N2保护下分别添加各类物质：乳酸钠(10 mmol • L-1或20mmol • L-1); 2,4,6-TCP 、2,4-二氯苯酚(2,4-DCP)、4-氯苯酚(4-CP)、苯酚，添加浓度为40-80卩mol • L-1;柠檬酸三铁(FeC6H5O7 1、5、10 mmol • L-1)、腐殖质模式物蒽醌-2 , 7- 双磺酸钠(2 , 7-AQDS 1、5、10 mmol • L-1).所有实验均为3组平行，结果取平均值，所有物质添加完毕后接种驯化污泥.②污泥接种：取出适量驯化污泥，无氧条件下淘洗，置于混匀器(GS-10)上，N2保护条件下利用注射器抽取10 mL,接种至100 mL厌氧瓶内，以去离子无氧水定容至50 mL.③ 置于恒温培养箱(HZQ-X160)内振荡培养，定时取样检测.④取样:N2保护下，利用无菌注射器抽取液体样品，利用微滤膜(0.45卩m)过滤待测.以Agile nt 1100高效液相色谱仪(波长282 nm的紫外荧光器，ZORBAXSB-C反相色谱柱)检测液相2,4,6-TCP、2,4-DCP、4-CP和苯酚浓度，流动相为甲醇水溶液，体积比为甲醇：水(含1%醋酸)=80 : 20,温度为25C，流动速率为1mL • min-1，检出限0.1mg • L-1，加标回收率＞98%.采用Cervantes等［21］描述的方法于450 nm波长处用UNICO1200型分光光度计测定其还原态AH2QDS勺吸光度.采用ICS-1000离子色谱测定液相总Fe( II)浓度，样品量50卩L,分离柱IonPac CS5A+CG5A 流速 1.2mL • min-1，柱后与PAR反应(530 nm).采用Multi N/C UV HS型TOC仪(NDIR检测器)测定样品中的总有机碳(TOC),样品量500 卩L,检测限0.05mg • L-1.1.4主要试剂蒽醌-2 , 7-双磺酸钠，分析纯，购于东京化成工业株式会社；2.4.6- 三氯苯酚、2,4-二氯苯酚、4-氯苯酚、柠檬酸铁等其他药剂均为分析纯，购于国药集团化学试剂有限公司；高纯氮气购于上海南汇化工轻工有限公司.2结果与讨论2.1污泥厌氧降解2,4,6-TCP特性驯化初期，2,4,6-TCP需30 d实现初始性降解，驯化至90 d时，2.4.6- TCP 24 h内转化率达到100%此时认为污泥驯化完成.9个月的实验中，100%专化2,4,6-TCP 一般耗时为9-24 h.厌氧条件下，大多数氯酚都可通过还原脱氯过程逐步脱氯，降低毒性.已有研究显示[22] , 2,4,6-TCP厌氧脱氯的中间产物可能有2,4-DCP、4-氯酚、苯酚，苯酚开环转化为苯甲酸进而通过厌氧产甲烷作用生成CH4和CO2.本研究中，产物经HPLC佥测有2,4-DCP、4-CP、苯酚，有少量CH4和CO2产生（未做准确测定），2,4,6-TCP降解曲线及中间产物变化见图1.其中，初始浓度为66卩mol • L-1的2,4,6-TCP 24 h 内转化率为100%. 2,4-DCP浓度较低，多批次的实验中2,4-DCP浓度一般在0-4.22卩mol • L-1 , 4-CP会逐渐累积，少量转化为苯酚.9 个月多批次实验中，2,4,6-TCP始终未实现最终性降解，终产物为4-CP和少量苯酚，这与相关研究相符[19, 22, 23, 24, 25, 26, 27], TOC在这一过程中降解率较低（＜20%）,可见，单独厌氧降解可实现快速脱氯，但难以实现2,4,6-TCP及有机物的的彻底矿化.与已有研究相比（见表1）,驯化污泥具有快速转化2,4,6-TCP的能力，这说明通过本实验的驯化方法可富集大量厌氧脱氯细菌.厌氧降解残留物主要包含4-CP、苯酚和有机物，通过好氧污泥（未驯化）处理后，残留的4-CP （反应初始浓度33卩mol • L-1）2 h 后无检出，6 h TOC 去除 率＞90%无酚类物质和苯系物检出.因此，加速2,4,6-TCP 的厌氧脱 氯是实现其彻底矿化的关键，深入研究厌氧脱氯的影响因素和相关机 制具有重要的意义.图1污泥厌氧/好氧降解2,4,6-三氯酚及中间产物变化 污泥来源反应类型 TCP 初始浓度/pmol L 1 电子供体脓度 /mmol L'J 降解时间 kF 伏氧固定床连续 90 —— 10Q h £ 富隼培蘇物间歇 B5氧即0 I5d 2,4-D 驯化污泥 25 掙糖©9 L 巧 I2h£ Desulfftobocterfijm 我昨旧駅虽化的IS 胀床簌粒污泥 连续 250-760 C0D/8(g -L -1) 25 h(HRT)£ 驯化颗粒污泥152 144fl(80%)4-CF 富隼培薜物iClostriaiurr] -like species 为主)间歇 20甲酸— 15 d(77%) 驯化污混 40-80 乳酸尼0 9-24 h 4-CFJ 此表所摘文献为代衷性文献，并通迥重新计算以统一单位；如非特别说明，初始性隆鯛聿均为睫解时间或眸斛速車. 或最高速率•一'表示文献中未说明表1驯化的厌氧污泥或富集培养物降解根据L ffler 等［28］的理论，乳酸钠为氯代有机物提供电子，通过微生物的呼吸链传递给氯代有机物使其还原脱氯， 这一过程产生的能量被微生物转化为 ATP.根据空间位阻效应理论，2,4,6-TCP 先 是逐个脱去邻位的氯，然后再脱去对位氯.而本体系中，在降解初始 4-CP 浓度即增加，2,4-DCP 一直有检出，但浓度一直很低，且未发现 累积过程，推断存在2,4,6-TCP 同时脱去两个邻位的氯的途经［29］.同时，本实验中，2,4-DCP在体系中的出现说明存在2,4,6-TCP经由2,4-DCP中间体进而脱氯生成4-CP这一途径.上述两种途径可能同时发生，因此推测转化途径见图 2.图2 2,4,6-三氯酚厌氧/好氧降解途径及电子数变化2.2污泥对中间产物的降解研究中以乳酸钠为电子供体，接种驯化污泥，分别添加2,4,6-TCP及其厌氧降解的中间产物2,4-DCP、4-CP和苯酚及基本营养物质，于100 mL厌氧瓶内进行间歇培养实验（具体方法见1.3节），考察各中间产物的降解特性.结果发现，33 h驯化污泥对含邻位氯氯酚（2,4,6-TCP、2,4-DCP，初始浓度为84.1 卩mol • L-1、45.3 卩mol • L-1）的初始性降解为100%产物主要为4-CP（图3）;对位氯酚（4-CP，初始浓度为45.7卩mol • L-1）降解率为22%产物为少量苯酚；而苯酚（初始浓度68.4卩mol • L-1）基本未降解.图3驯化污泥对中间代谢产物的降解Mohn等［30］发现对位氯在厌氧环境难以脱氯，4-CP分子结构的稳定性使得在酶作用下氯原子难以被亲核取代.当邻位和对位或间位共存时，邻位优先脱氯，因为该路径具有较小的氧化还原电势.本研究中仅添加4-CP,无竞争存在，电子供体充足，无产物抑制，说明驯Ml]期勵知4|>理加馆化污泥的对位氯降解功能有限，具有明显的底物专一性.Li等［23］的研究显示，一些脱氯菌的种属对含对位氯的氯酚的降解止步于4-CP.根据不同氯取代位置，厌氧脱氯一般需要不同的菌群或催化酶Kim 等［31］发现，降解2,4,6-TCP 的Pseudomonas solanacearumTCP114和降解4-CP 的Pseudomonas testosteroni CPW301 不仅有严格的底物专一性，且2,4,6-TCP对4-CP降解菌产生毒性，两类细菌难以共存.因此，本研究的驯化污泥以脱邻位氯降解菌为优势，尽管驯化过程4-CP 一直存在，但未富集出降解4-CP的优势种群.苯酚在本体系几乎不降解，分析也是上述原因.这一结果有重要的意义，在2,4,6- TCP的厌氧降解中，4-CP和苯酚的最终性转化成为限制步骤. 因此，探明2,4,6-TCP和4-CP降解菌的生态关系、强化微生物脱对位氯功能，是今后的研究重点.2.3电子介体影响在已分离出的厌氧脱氯菌中发现很多种属被证实在脱氯呼吸时伴随三价铁［Fe（皿）］的还原，一些电子介体显著影响脱氯代谢［29］. 这类微生物分布广泛，在不同的科、属中均有发现，是生态环境中重要的微生物群体.其功能多样，除Fe（皿），可将电子传递给不同的电子受体（如腐殖质）.研究中采用间歇实验，以乳酸钠为电子供体，以Fe（皿）（柠檬酸三铁）和腐殖质模式物蒽醌-2 , 7-双磺酸钠（2 , 7-AQDS作乍为电子介体考察二者对驯化污泥降解2,4,6-TCP的影响（具体方法见1.3节），另分别以Fe（皿）和AQD助唯一电子受体考察未经驯化的污泥和驯化污泥对二者的还原能力，结果如下.2.3.1 Fe（皿）由图4可见，同对照组（未经驯化的接种污泥）相比，驯化的污泥可快速将Fe （皿）还原为Fe （ II ），这说明污泥富集了一定数量的铁 还原菌.由图5可见，随Fe （皿）浓度的增加，2,4,6-TCP 的降解速 率逐渐加快，Fe （皿）浓度为1 mmol 时即可明显强化2,4,6-TCP 的降 解，浓度为10 mmol • L-1时，24 h 实现100%专化，与对照样相比 缩短了 9 h. Fe （皿）一方面可作为酶的激活剂促进代谢速率，另一方 面可在一些微生物的作用下，作为呼吸链的电子受体接受降解有机物 释放的电子[32],再将电子传递给氯酚，加速脱氯过程中的电子传递. 铁元素并未被微生物同化，这一过程发生在细胞外，因此其机制与“脱 氯呼吸”不同，这种代谢方式又称”胞外呼吸”.能够进行上述方式 进行呼吸代谢的微生物称异化铁还原菌.驯化污泥不仅可以还原脱 氯，还具有还原Fe （皿）的功能，且Fe （皿）的存在强化了系统的脱氯， 因此驯化污泥中应富集了异化铁还原菌的相关种属 .当含氯有机物 存在时，Fe （皿）起到电子转运的功能.而提高Fe （皿）的电子转运效 率是强化还原脱氯的关键之一，因此深入研究异化铁还原菌及在污泥 中的地位、功能对强化还原脱氯有重要的意义.图4驯化污泥还原Fe （皿）*«畧二暑-•一先卓于裕a I ABOIII I-L 1 PeflU)F 乱III 〕 =O= ]<inirfwl l/iFdlll]■■■llqrM图5 Fe（皿）对驯化污泥降解2,4,6-三氯酚影响232AQDS由图6可见，乳酸钠为电子供体AQD助唯一电子受体时，驯化污泥可快速将AQD缸原为AH2QD,S24 h的还原率均可达到80%以上, 而未经驯化的污泥AQD还原能力有限，还原率均不到30%.这进一步说明污泥中富集了一定数量的异化铁还原微生物，并通过胞外电子传递的方式，以乳酸钠为电子供体将电子传递给氧化态的AQDS生成还原态的AH2QDS.完成电子传递的是AQDS^子内的醌基，醌基接受氢后转化为氢醌，因此这一过程又称醌呼吸，醌呼吸是异化铁还原菌代谢特性之一.而同时添加AQD侨口2,4,6-TCP时发现，AQDS明显加快了2,4,6-TCP的脱氯，24 h降解率为90.4%,而对照样为69.1%, 见图7（10 mmol • L-1、5 mmol • L-1 2 , 7-AQDS对HPCL出峰有干扰，数据未列出）.AQDS不仅可在厌氧环境中充当有机物矿化的电子受体，而且可在异化铁还原菌和可还原态物质（重金属、有机污染物、染料等）之间充当电子穿梭体，促进这些物质的还原[33, 34]. 本研究进一步证明，AQD呵强化2,4,6-TCP还原脱氯，其原理可能是AQDS勺介导作用加速了电子在微生物和有机氯之间的传递，目前尚无明确的结论，需进一步研究.图6驯化污泥还原转化AQDSIOC图7 AQDS 对驯化污泥降解2,4,6-三氯酚影响驯化污泥可在不同的条件下由不同的脱氯机制主导， 其中，一些微生物通过还原脱氯酶进行脱氯呼吸作用；异化铁还原菌在无电子 介体时，进行直接脱氯作用.当有电子介体时，则通过电子介体的介 导作用，实现有机氯的还原.电子介体为Fe(皿)时，部分微生物则 同步进行异化铁还原脱氯，为 AQDS 寸，则进行醌呼吸脱氯，其本质 均为胞外呼吸电子传递的代谢作用，且脱氯作用在电子介体的作用下 得到强化，其电子传递途径为： 有机物—异化铁还原菌—电子介体-有机氯，污泥的脱氯途径见图8.因此，深入研究微生物之间相互 联系、相互促进及介导机制等是今后亟待解决的问题.具体参见污水 宝商城资料或 更多相关技术文档。
污泥的处理方法
污泥的处理方法污泥是指在工业生产、生活污水处理和环境保护等过程中所产生的含有水分的固体废弃物。
污泥的处理对于环境保护和资源利用具有重要意义。
本文将介绍污泥的处理方法，包括物理处理、化学处理和生物处理三个方面。
首先，物理处理是指利用物理手段对污泥进行处理，包括压滤、离心、脱水等方法。
其中，压滤是指通过压力将污泥中的水分脱除，使污泥变得更加干燥。
离心则是利用离心力将污泥中的水分和固体分离，达到脱水的效果。
物理处理的优点是操作简单，成本较低，但处理效果相对较差，无法完全去除污泥中的有害物质。
其次，化学处理是指利用化学药剂对污泥进行处理，包括氧化、还原、中和等方法。
其中，氧化是指利用氧化剂将污泥中的有机物氧化成二氧化碳和水，从而减少污泥的体积和有机质含量。
还原则是指利用还原剂将污泥中的氧化物还原成无机物，达到稳定化的效果。
化学处理的优点是处理效果好，可以去除污泥中的有害物质，但成本较高，操作复杂。
最后，生物处理是指利用微生物对污泥进行处理，包括厌氧消化、好氧堆肥等方法。
其中，厌氧消化是指将污泥置于无氧条件下，利用厌氧菌将有机物分解成沼气和稳定的有机质。
好氧堆肥则是指将污泥置于氧气充足的条件下，利用好氧菌将有机物分解成二氧化碳和水，达到减少体积和消毒的效果。
生物处理的优点是处理效果好，能够降解有机物和去除有害物质，但操作周期较长，对环境条件要求较高。
综上所述，污泥的处理方法包括物理处理、化学处理和生物处理三个方面。
不同的处理方法各有优缺点，可以根据具体情况选择合适的处理方法。
在实际应用中，可以采取多种方法的组合，以达到更好的处理效果。
希望本文的介绍能够对污泥的处理提供一定的参考和帮助。
氯代烃污染地下水绿色高效修复新方法
氯代烃污染地下水绿色高效修复新方法
目前氯代烃污染地下水修复工程多采用铁系物质进行还原脱氯，如注入EHC药剂、构筑零价铁/含铁矿物渗透性反应墙等。
以往研究表明，虽然硫化物是一种广泛存在于厌氧环境中的优良还原剂和亲核剂，但通常在硫酸盐还原菌等作用下形成硫化铁矿物后，才可使氯代烃发生生物地球化学还原脱氯过程（BiRD）。
此外，可添加乳化油、糖蜜、乳酸盐等碳源进行生物刺激，进行强化还原脱氯（ERD）。
与其他商业碳材料相比，生物质炭（BC）来源广泛、价格低廉，在农业及环境修复等领域具有较好的规模化应用前景。
图1 四氯乙烯降解及其还原产物的浓度变化
值得说明的是，在中性和碱性条件下，艾草基生物质炭均可催化四氯乙烯发生还原脱氯，适用范围较广。
此外，该修复途径的最终产物为乙炔和氯离子，且转化率超过99%，反应过程更为环境友好，可有效降低二次污染。
通过X射线光电子能谱技术分析表明，生物质炭的催化能力归因于其表面的吡啶氮（N6），即与N6相邻的C和O原子促进了亲核反
应的发生。
其中，硫化物浓度和生物质炭投加量是脱氯反应的限制因素，且硫化物浓度的影响最大。
图2 艾草基生物质炭催化硫化物还原四氯乙烯脱氯途径
该研究为氯代烃污染地下水工程修复提供了突破性的新思路：首先，生物质碳材料具有高效吸附作用，注入地下水中后，可快速吸附并阻控地下水中的氯代烃污染，抑制氯代烃的迁移和扩散；随后，利用原有地层中的硫化物或额外注入硫化物，在生物质碳的催化作用下，可进一步强化吸附或游离态的氯代烃还原脱氯；后续也可人为添加碳源，联合微生物修复，实现氯代烃污染地下水的绿色可持续、高效修复。
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污泥回用剂的制备方法
污泥回用剂的制备方法随着现代化的发展，污水处理逐渐受到重视，但在污水处理过程中所产生的污泥并不能被忽视。
因此，对污泥的回用成为了一个研究的热点，污泥回用剂也被广泛应用于农业、定向回用等方面。
本文将介绍污泥回用剂的制备方法。
实验步骤1. 污泥的采集和处理首先需要收集污泥，并根据污泥性质进行处理。
污泥的处理可以采取干化、加热、高温消毒等多种方式。
2. 酸处理将处理后的污泥加入适量的酸中，常用的酸有硫酸、氢氯酸等。
酸处理的目的是将污泥中的重金属离子和磷离子溶解出来。
3. 沉淀经过酸处理后，将产生沉淀。
此时需要使用一些化学药品，如聚合铝硫酸盐(PAC)、氢氧化钙或者氢氧化铝等沉淀剂，将污泥中的杂质和重金属离子沉淀下来。
4. 臭氧处理将沉淀均匀地分散在臭氧的环境里，臭氧的浓度应该控制在5-15mg/L左右。
经过臭氧处理，污泥中的有机物质和杂质将被进一步氧化分解，臭氧残留的量在0.5-1mg/L之间即可。
5. 洗涤和干燥经过臭氧处理后，将污泥进行洗涤去除臭氧和其它杂质，然后进行干燥。
干燥的环境应该保持通风良好，避免高温和潮湿的环境。
6. 进一步处理在进行最后的处理前，需要进行检测。
常用的检测指标有有机物质和重金属离子的含量。
如果有必要，可以进行化学修正。
修正后，进行压力成型，制成固体颗粒污泥回用剂。
总结以上就是污泥回用剂的制备方法。
虽然制备过程比较复杂，但是将污泥回用有丰富的应用前景，可以缓解人口增长和资源短缺的压力，也解决了部分环保问题。
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还原脱氯污泥方法2,4,6-三氯苯酚作为防腐剂、杀菌剂、防霉剂[1, 2]广泛应用于各类制造业，导致大面积土壤、地表水、地下水受到了氯代有机物的污染[3, 4, 5]，在污水厂剩余污泥中亦有发现[6]. 因其高毒性，持久性和致癌性，2,4,6-TCP被美国、中国等国家列入优先控制污染物[7, 8].多氯酚很难在好氧条件下降解，而在氧化还原电位低的厌氧环境中，在相应酶的作用下进行厌氧还原脱氯，代谢速率较高[7]，且厌氧脱氯的原理与应用对于修复土壤或地下水更具现实意义，受到研究者的重视. 通过富集活性污泥可获得厌氧降解2,4,6-TCP的混合微生物[9]，氯取代基被脱除后，生物毒性大大降低[10, 11]，再通过好氧处理，可实现彻底矿化. 对于复杂的氯代化合物，其矿化过程具有步骤性，每步生成的产物往往越来越不容易脱氯[17]，且脱氯菌与其他厌氧细菌形成复杂的互养关系而受到制约[18, 19]，相关研究有待进一步深入. 目前已从土壤、地下水中分离鉴定出多种氯酚降解菌[12, 13, 14, 15, 16]，这些微生物以有机物作为电子供体，有机氯代物作为电子受体进行呼吸代谢作用. 其中，Dehalococcoides ethenogenes、 Dehalobacter restrictus等通过还原脱氯酶进行脱氯呼吸，另外，异化铁还原菌的脱氯作用近年来成为研究热点[13, 14]，如Gobacter、 Shewanella、 Desulfitobacterium等，这些微生物可同时进行Fe(Ⅲ)还原与脱氯呼吸. 在不同的微生物及环境条件下，厌氧脱氯转化过程受到影响，并显著影响脱氯速率. 因此深入研究2,4,6-TCP在厌氧污泥群中的代谢特性和影响因素对于实现2,4,6-TCP彻底矿化，深入还原脱氯机制具有重要的意义.本研究通过驯化活性污泥富集2,4,6-TCP还原脱氯污泥，探索厌氧条件下驯化污泥对2,4,6-TCP还原脱氯途径、代谢特征和影响因素，探讨相关机制，以期为加速还原脱氯的方法、实现多氯酚的彻底矿化及实际应用提供理论基础.1 材料与方法1.1 基本营养物研究中所采用的培养基含有以下物质：①主要营养物质(×10-2 g ·L-1): KCl(0.15)，KH2PO(1.36)，NH4Cl(2.68); ②微量元素(×10-3 g ·L-1): CoCl2 ·6H2O(0.024)，ZnCl2(0.075)，H3BO3(0.019)，NiCl2 ·6H2O(0.024)，Na2Mo4 ·2H2O(0.024)，FeCl2 ·4H2O(1.344)，MnSO4 ·4H2O(0.026)，MgSO4 ·7H2O(1.556)，CaCl2 ·2H2O(2.336)，CuSO4 ·5H2O(0.009)，AlK(SO4)2 ·12H2O(3.446); ③维生素(×10-3 mg ·L-1)[20]: 生物素(20)，叶酸(20)，维生素B6(100)，维生素B1(50)，维生素B12(1)，对氨基苯甲酸(50)，泛酸(50)，维生素B6(100)，硫辛酸(50); ④酵母浸膏: 0.002%. 其余物质根据实验内容另行添加.1.2 污泥驯化污泥取自上海市长桥污水处理厂二沉池回流污泥，其中未测得氯酚类物质. 驯化前，将污泥淘洗3次，接种至可密封厌氧瓶内，添加1.1节所述营养物质. 添加乳酸钠(20 mmol ·L-1)、 2,4,6-TCP(50 μmol ·L-1)，所有物质添加完毕后定容至1 L，氮气吹脱20 min密封，置于恒温磁力搅拌器上，内置磁力搅拌子，30℃条件培养，定期更换培养液. 培养液加入前经高纯N2吹脱20 min，更换时以N2保护，维护反应所需的厌氧条件. 定期检测酚类物质浓度变化，直至驯化完成.1.3 实验方法间歇实验按照以下步骤进行：①配制培养基: 按1.1节所述配方以去离子水配制基本营养物培养基，分装至100 mL厌氧瓶内，高纯氮气吹脱20 min密封，121℃灭菌后待用. 实验时，根据实验内容，N2保护下分别添加各类物质：乳酸钠(10 mmol ·L-1或20mmol ·L-1); 2,4,6-TCP、 2,4-二氯苯酚(2,4-DCP)、 4-氯苯酚(4-CP)、苯酚，添加浓度为40-80 μmol ·L-1; 柠檬酸三铁(FeC6H5O7，1、 5、 10 mmol ·L-1)、腐殖质模式物蒽醌-2，7-双磺酸钠(2，7-AQDS，1、 5、 10 mmol ·L-1). 所有实验均为3组平行，结果取平均值，所有物质添加完毕后接种驯化污泥. ②污泥接种: 取出适量驯化污泥，无氧条件下淘洗，置于混匀器(GS-10)上，N2保护条件下利用注射器抽取10 mL，接种至100 mL厌氧瓶内，以去离子无氧水定容至50 mL. ③置于恒温培养箱(HZQ-X160)内振荡培养，定时取样检测. ④取样: N2保护下，利用无菌注射器抽取液体样品，利用微滤膜(0.45 μm)过滤待测. 以Agilent 1100高效液相色谱仪(波长282 nm的紫外荧光器，ZORBAXSB-C18反相色谱柱)检测液相2,4,6-TCP、 2,4-DCP、 4-CP和苯酚浓度，流动相为甲醇水溶液，体积比为甲醇∶水(含1%醋酸)=80 ∶20，温度为25℃，流动速率为1mL ·min-1，检出限0.1mg ·L-1，加标回收率>98%. 采用Cervantes等[21]描述的方法于450 nm波长处用UNICO 1200 型分光光度计测定其还原态AH2QDS 的吸光度. 采用ICS-1000离子色谱测定液相总Fe(Ⅱ)浓度，样品量50 μL，分离柱IonPac CS5A+CG5A，流速1.2mL ·min-1，柱后与PAR反应(530 nm). 采用Multi N/C UV HS 型TOC仪(NDIR检测器)测定样品中的总有机碳(TOC)，样品量500 μL，检测限0.05mg ·L-1.1.4 主要试剂蒽醌-2，7-双磺酸钠，分析纯，购于东京化成工业株式会社; 2,4,6-三氯苯酚、 2,4-二氯苯酚、 4-氯苯酚、柠檬酸铁等其他药剂均为分析纯，购于国药集团化学试剂有限公司; 高纯氮气购于上海南汇化工轻工有限公司.2 结果与讨论2.1 污泥厌氧降解2,4,6-TCP特性驯化初期，2,4,6-TCP需30 d实现初始性降解，驯化至90 d时，2,4,6-TCP 24 h内转化率达到100%，此时认为污泥驯化完成. 9个月的实验中，100%转化2,4,6-TCP一般耗时为9-24 h. 厌氧条件下，大多数氯酚都可通过还原脱氯过程逐步脱氯，降低毒性. 已有研究显示[22]，2,4,6-TCP厌氧脱氯的中间产物可能有2,4-DCP、 4-氯酚、苯酚，苯酚开环转化为苯甲酸进而通过厌氧产甲烷作用生成CH4和CO2. 本研究中，产物经HPLC检测有2,4-DCP、 4-CP、苯酚，有少量CH4和CO2产生(未做准确测定)，2,4,6-TCP降解曲线及中间产物变化见图 1. 其中，初始浓度为66 μmol ·L-1的2,4,6-TCP 24 h 内转化率为100%. 2,4-DCP浓度较低，多批次的实验中2,4-DCP浓度一般在0-4.22 μmol ·L-1，4-CP会逐渐累积，少量转化为苯酚. 9个月多批次实验中，2,4,6-TCP始终未实现最终性降解，终产物为4-CP和少量苯酚，这与相关研究相符[19, 22, 23, 24, 25, 26, 27]，TOC在这一过程中降解率较低(<20%)，可见，单独厌氧降解可实现快速脱氯，但难以实现2,4,6-TCP及有机物的的彻底矿化. 与已有研究相比(见表 1)，驯化污泥具有快速转化2,4,6-TCP的能力，这说明通过本实验的驯化方法可富集大量厌氧脱氯细菌. 厌氧降解残留物主要包含4-CP、苯酚和有机物，通过好氧污泥(未驯化)处理后，残留的4-CP(反应初始浓度33 μmol ·L-1)2 h后无检出，6 h TOC去除率>90%，无酚类物质和苯系物检出. 因此，加速2,4,6-TCP的厌氧脱氯是实现其彻底矿化的关键，深入研究厌氧脱氯的影响因素和相关机制具有重要的意义.图 1 污泥厌氧/好氧降解2,4,6-三氯酚及中间产物变化表 1 驯化的厌氧污泥或富集培养物降解根据L ffler等[28]的理论，乳酸钠为氯代有机物提供电子，通过微生物的呼吸链传递给氯代有机物使其还原脱氯，这一过程产生的能量被微生物转化为ATP. 根据空间位阻效应理论，2,4,6-TCP先是逐个脱去邻位的氯，然后再脱去对位氯. 而本体系中，在降解初始4-CP浓度即增加，2,4-DCP一直有检出，但浓度一直很低，且未发现累积过程，推断存在2,4,6-TCP同时脱去两个邻位的氯的途经[29].同时，本实验中，2,4-DCP在体系中的出现说明存在2,4,6-TCP经由2,4-DCP中间体进而脱氯生成4-CP这一途径. 上述两种途径可能同时发生，因此推测转化途径见图 2.图 2 2,4,6-三氯酚厌氧/好氧降解途径及电子数变化2.2 污泥对中间产物的降解研究中以乳酸钠为电子供体，接种驯化污泥，分别添加2,4,6-TCP 及其厌氧降解的中间产物2,4-DCP、 4-CP和苯酚及基本营养物质，于100 mL厌氧瓶内进行间歇培养实验(具体方法见1.3节)，考察各中间产物的降解特性. 结果发现，33 h驯化污泥对含邻位氯氯酚(2,4,6-TCP、 2,4-DCP，初始浓度为84.1 μmol ·L-1、 45.3 μmol ·L-1)的初始性降解为100%，产物主要为4-CP(图 3); 对位氯酚(4-CP，初始浓度为45.7 μmol ·L-1)降解率为22%，产物为少量苯酚; 而苯酚(初始浓度68.4 μmol ·L-1)基本未降解.图 3 驯化污泥对中间代谢产物的降解Mohn等[30]发现对位氯在厌氧环境难以脱氯，4-CP分子结构的稳定性使得在酶作用下氯原子难以被亲核取代. 当邻位和对位或间位共存时，邻位优先脱氯，因为该路径具有较小的氧化还原电势. 本研究中仅添加4-CP，无竞争存在，电子供体充足，无产物抑制，说明驯化污泥的对位氯降解功能有限，具有明显的底物专一性. Li等[23]的研究显示，一些脱氯菌的种属对含对位氯的氯酚的降解止步于4-CP. 根据不同氯取代位置，厌氧脱氯一般需要不同的菌群或催化酶. Kim等[31]发现，降解2,4,6-TCP的Pseudomonas solanacearum TCP114和降解4-CP的Pseudomonas testosteroni CPW301不仅有严格的底物专一性，且2,4,6-TCP对4-CP降解菌产生毒性，两类细菌难以共存. 因此，本研究的驯化污泥以脱邻位氯降解菌为优势，尽管驯化过程4-CP一直存在，但未富集出降解4-CP的优势种群. 苯酚在本体系几乎不降解，分析也是上述原因. 这一结果有重要的意义，在2,4,6-TCP的厌氧降解中，4-CP和苯酚的最终性转化成为限制步骤. 因此，探明2,4,6-TCP和4-CP降解菌的生态关系、强化微生物脱对位氯功能，是今后的研究重点.2.3 电子介体影响在已分离出的厌氧脱氯菌中发现很多种属被证实在脱氯呼吸时伴随三价铁[Fe(Ⅲ)]的还原，一些电子介体显著影响脱氯代谢[29]. 这类微生物分布广泛，在不同的科、属中均有发现，是生态环境中重要的微生物群体. 其功能多样，除Fe(Ⅲ)，可将电子传递给不同的电子受体(如腐殖质). 研究中采用间歇实验，以乳酸钠为电子供体，以Fe(Ⅲ)(柠檬酸三铁)和腐殖质模式物蒽醌-2，7-双磺酸钠(2，7-AQDS)作为电子介体考察二者对驯化污泥降解2,4,6-TCP的影响(具体方法见1.3节)，另分别以Fe(Ⅲ)和AQDS为唯一电子受体考察未经驯化的污泥和驯化污泥对二者的还原能力，结果如下.2.3.1 Fe(Ⅲ)由图 4可见，同对照组(未经驯化的接种污泥)相比，驯化的污泥可快速将Fe(Ⅲ)还原为Fe(Ⅱ)，这说明污泥富集了一定数量的铁还原菌. 由图 5可见，随Fe(Ⅲ)浓度的增加，2,4,6-TCP的降解速率逐渐加快，Fe(Ⅲ)浓度为1 mmol时即可明显强化2,4,6-TCP的降解，浓度为10 mmol ·L-1时，24 h实现100%转化，与对照样相比缩短了9 h. Fe(Ⅲ)一方面可作为酶的激活剂促进代谢速率，另一方面可在一些微生物的作用下，作为呼吸链的电子受体接受降解有机物释放的电子[32]，再将电子传递给氯酚，加速脱氯过程中的电子传递. 铁元素并未被微生物同化，这一过程发生在细胞外，因此其机制与“脱氯呼吸”不同，这种代谢方式又称”胞外呼吸”. 能够进行上述方式进行呼吸代谢的微生物称异化铁还原菌. 驯化污泥不仅可以还原脱氯，还具有还原Fe(Ⅲ)的功能，且Fe(Ⅲ)的存在强化了系统的脱氯，因此驯化污泥中应富集了异化铁还原菌的相关种属. 当含氯有机物存在时，Fe(Ⅲ)起到电子转运的功能. 而提高Fe(Ⅲ)的电子转运效率是强化还原脱氯的关键之一，因此深入研究异化铁还原菌及在污泥中的地位、功能对强化还原脱氯有重要的意义.图 4 驯化污泥还原Fe(Ⅲ)图 5 Fe(Ⅲ)对驯化污泥降解2,4,6-三氯酚影响2.3.2 AQDS由图 6可见，乳酸钠为电子供体AQDS为唯一电子受体时，驯化污泥可快速将AQDS还原为AH2QDS，24 h的还原率均可达到80%以上，而未经驯化的污泥AQDS还原能力有限，还原率均不到30%. 这进一步说明污泥中富集了一定数量的异化铁还原微生物，并通过胞外电子传递的方式，以乳酸钠为电子供体将电子传递给氧化态的AQDS，生成还原态的AH2QDS. 完成电子传递的是AQDS分子内的醌基，醌基接受氢后转化为氢醌，因此这一过程又称醌呼吸，醌呼吸是异化铁还原菌代谢特性之一. 而同时添加AQDS和2,4,6-TCP时发现，AQDS明显加快了2,4,6-TCP的脱氯，24 h降解率为90.4%，而对照样为69.1%，见图 7(10 mmol ·L-1、 5 mmol ·L-1 2，7-AQDS对HPCL出峰有干扰，数据未列出). AQDS不仅可在厌氧环境中充当有机物矿化的电子受体，而且可在异化铁还原菌和可还原态物质(重金属、有机污染物、染料等)之间充当电子穿梭体，促进这些物质的还原[33, 34]. 本研究进一步证明，AQDS可强化2,4,6-TCP还原脱氯，其原理可能是AQDS的介导作用加速了电子在微生物和有机氯之间的传递，目前尚无明确的结论，需进一步研究.图 6 驯化污泥还原转化AQDS图 7 AQDS对驯化污泥降解2,4,6-三氯酚影响驯化污泥可在不同的条件下由不同的脱氯机制主导，其中，一些微生物通过还原脱氯酶进行脱氯呼吸作用; 异化铁还原菌在无电子介体时，进行直接脱氯作用. 当有电子介体时，则通过电子介体的介导作用，实现有机氯的还原. 电子介体为Fe(Ⅲ)时，部分微生物则同步进行异化铁还原脱氯，为AQDS时，则进行醌呼吸脱氯，其本质均为胞外呼吸电子传递的代谢作用，且脱氯作用在电子介体的作用下得到强化，其电子传递途径为：有机物→异化铁还原菌→电子介体→有机氯，污泥的脱氯途径见图 8. 因此，深入研究微生物之间相互联系、相互促进及介导机制等是今后亟待解决的问题.具体参见污水宝商城资料或更多相关技术文档。