鐵還原菌聯合芬頓氧化降解苯酚的機理研究

高衛國

（上海寶發環科技術有限公司，上海 200000）

苯酚是酚醛樹脂、農藥及藥物的重要原料，環境中苯酚會導致魚類和農作物無法食用，嚴重的甚至會影響水體中魚類的繁殖，影響生態平衡[1-2]。含酚廢水的化學處理方法包括化學沉淀法、化學氧化法和混凝法等，但這些方法均不適用于低濃度苯酚的去除；經過萃取和吸附處理的含酚廢水依然難以達標排放，仍需進一步處理，并且萃取法采用的有機物可能殘余至出水中。

生物法降解苯酚對環境友好，可以顯著減少環境二次污染[3-4]。環境中普遍存在異化鐵還原，這一類微生物以高價金屬為電子受體，通過耦合氧化小分子有機物，從而獲得自身生長所需能量[5-6]。在厭氧條件下，異化鐵還原菌能通過代謝活動將三價鐵（Fe(III)）還原為二價鐵（Fe(II)）[6-7]，但由于受限于微生物生長條件，生物降解苯酚無法得到廣泛的應用[3，8]。

芬頓氧化技術是典型的高級氧化技術，芬頓試劑對苯酚降解徹底，但需要投加大量催化劑，成本較高[9]。Shewanella sp. 能將Fe (Ⅲ) 還原為Fe (Ⅱ)，若能將Shewanella sp. 的異化鐵還原過程與芬頓氧化技術進行聯合，對芬頓氧化后的催化劑進行還原，實現催化劑的循環利用，便能降低芬頓氧化技術的使用成本，也能對芬頓氧化過程的鐵泥進行處理[10]。因此，本研究利用Shewanella oneidensis MR-1 利用乳酸鈉或苯酚為電子供體，對水鐵礦、赤鐵礦和檸檬酸鐵三種鐵氧化物進行還原，旨在探究Shewanella oneidensis MR-1直接對苯酚的降解效果及其與芬頓反應聯合，間接參與降解苯酚的可行性，為含苯酚廢水和地下水的處理提供一種綠色可靠的治理技術。

1 材料與方法

1.1 實驗材料

菌株Shewanella oneidensis MR-1（MR-1）來自中國海洋微生物菌種保藏管理中心。將菌種于30 ℃的LB 培養基中培養20 h 達到指數生長期，離心收集細胞（5 000 rpm,10 min），然后用無菌水清洗3 次。將細胞重懸于無機鹽培養基中，獲得指數生長期的菌液（OD600=1.0），用于后續實驗。水鐵礦的制備方法參考文獻[11]。

1.2 鐵還原菌對苯酚耐受性

分別配置苯酚濃度為0 mg/L，20 mg/L ，40 mg/L，80 mg/L 的無機鹽培養基，調pH 值為7.0，每個處理組設3 組平行。分別加入MR-1 菌懸液1 mL（OD600為1.0），分別在0 h，2 h，5 h，8 h，10 h，23 h，33 h，48 h 測定細菌生長情況（OD600）。

1.3 異化鐵還原- 芬頓氧化聯合降解苯酚

MR-1 生物降解苯酚：用初始濃度分別為10 mmol/L 和40 mmol/L 的苯酚替代原實驗中的乳酸鈉作為唯一電子供體，水鐵礦為電子受體進行鐵氧化物還原實驗。設不加菌液的無菌對照和加入2 mL 細菌使用液后120 ℃滅菌20 min 的滅菌對照。

芬頓氧化降解苯酚：配置3 g/L 苯酚溶液和3%H2O2溶液。用1 mol/L 鹽酸調節pH 至3.0，加入1.25 mg/L 的FeSO4·7H2O 和0.5 mL 的3% H2O2溶液進行芬頓反應。

MR-1- 芬頓氧化聯合降解苯酚：收集經細菌還原后的水鐵礦離心（M- 水鐵礦，12 000 rpm，2 min），無菌去離子水重復清洗3 次，并用無菌水重懸備用。配置與芬頓氧化一致的反應體系，加入等體積M- 水鐵礦，加入0.5 mL 的3% H2O2溶液進行芬頓反應。

1.4 水鐵礦在異化鐵還原- 芬頓氧化聯合中的循環利用

以M- 水鐵礦為唯一電子受體，按上述反應體系研究水鐵礦的還原在芬頓氧化體系中的循環過程。培養過程中取樣測定其中Fe(Ⅱ)和總鐵濃度。

1.5 分析方法

利用鄰菲啰啉分光光度法測定溶液中的Fe(II)濃度。采用高效液相色譜對苯酚濃度進行檢測。

2 結果和分析

2.1 鐵還原菌對苯酚降解

MR-1 在不同苯酚濃度下生長情況不同，見圖1。MR-1 在無苯酚添加處理中48 h 內增長較快（OD600=1.20），10 h 后細菌的生長速率迅速增加，進入對數生長期，33 h 后趨于穩定。隨著苯酚濃度的增加，MR-1 的生長量減少，但影響程度不同。苯酚濃度20 mg/L 時對細菌的生長基本無影響，細菌48 h 的增長量與對照組沒有顯著差異；苯酚濃度40 mg/L 時，細菌48 h 增長量為0 mg/L 時的69.1%；苯酚濃度80 mg/L 時，細菌48 h 增長量為0 mg/L 時的62.70%。

圖1 苯酚濃度對Shewanella oneidensis MR-1 生長的影響

在MR-1 降解苯酚的實驗中，分別以10 mg/L 和40 mg/L 苯酚代替乳酸鈉為電子供體，初始Fe(Ⅲ)濃度為46.7 mmol/L，結果發現添加MR-1 的處理組上清液無色但渾濁，底部橙色水鐵礦無明顯顏色變化與無菌對照組和滅菌對照組一致。培養25 d 后MR-1對10 mg/L 和40 mg/L 的苯酚均無明顯的降解效果，苯酚濃度與對照組無明顯差異，說明MR-1 對苯酚沒有降解作用。

圖2 Shewanella oneidensis MR-1 對苯酚的降解

2.2 MR-1- 芬頓氧化聯合降解苯酚

將MR-1 還原的水鐵礦（M- 水鐵礦）與培養基分離，清洗去除表面吸附的培養基，在初始pH 為3 條件下進行非均相芬頓氧化降解苯酚，同時與FeSO4參與的傳統芬頓氧化進行比較（Fe2+），不加鐵源的對照組（H2O2）反映了H2O2自身氧化性對苯酚的氧化，不加H2O2的對照組（水鐵礦）反映水鐵礦對苯酚的吸附作用。加入H2O2后，加入Fe2+的處理組溶液迅速由淺綠色變黃，之后在反應的60 min 內逐漸產生黃色固體，混合液逐漸變渾濁；其他處理組和對照組在反應60 min 過程中顏色均無明顯變化。苯酚的降解曲線見圖3。

圖3 芬頓法對苯酚的氧化降解

在M- 水鐵礦芬頓反應體系中，在投加H2O2后即苯酚發生降解，降解率為82.4%，并在之后60 min 處于穩定；在Fe2+的芬頓反應體系中，添加與初始水鐵礦Fe 濃度相同的Fe2+離子，苯酚在投加H2O2后降解率為34.7%。褚衍洋等[12]利用FeSO4進行傳統芬頓氧化降解苯酚的實驗中，苯酚和COD 濃度均在1 min內迅速降解，與本實驗的結果類似。而且，經MR-1 還原的M- 水鐵礦能獲得比傳統芬頓反應更好的降解效果。

圖4 為不同處理組和對照組的苯酚降解率比較，采用MR-1 還原的M- 水鐵礦與芬頓氧化聯合對苯酚的降解率能達到82.4%，顯著高于Fe2+為鐵源的傳統芬頓氧化（34.7%）。H2O2自身氧化性對苯酚的氧化作用和水鐵礦的吸附作用很小，因此，M- 水鐵礦能作為鐵源參與芬頓氧化，催化分解H2O2生成羥基自由基，高效降解苯酚。

圖4 芬頓氧化苯酚降解率

2.3 水鐵礦在異化鐵還原- 芬頓氧化聯合中的可循環性

將芬頓氧化后的M- 水鐵礦離心，洗凈，再次用MR-1 進行還原實驗。結果發現Fe(Ⅱ)濃度在0～3 d由0.243 mg/L 逐漸增至0.952 mg/L，在3 d 之后基本穩定，而Fe(Ⅲ)濃度在0～3 d 由2.844 mg/L 逐漸降至2.048 mg/L。

從細菌生長曲線的角度看，MR-1 對氧化后的M-水鐵礦在1 d 時已開始進行異化鐵還原過程，且Fe(Ⅱ) 的生成主要發生在第1 天和第3 天，0～1 d 和2～3 d Fe(Ⅱ)濃度的增長量分別占總增長量的40.0%和54.1%。

MR-1 對氧化后的M- 水鐵礦的鐵還原率約為21.4%，未經芬頓氧化的水鐵礦在實驗4 d 后鐵還原率能達到64.9%，第二次還原的水鐵礦鐵還原率約為第一次還原水鐵礦的33.05%。具體原因如下。

（1）相的差異。最初使用的水鐵礦為不定型鐵氧化物，與鐵氧化過程中第一階段的水解沉淀過程類似，形成了低結晶度的水鐵礦[16]；芬頓氧化過程之后收集的M- 水鐵礦為固相中氧化形成的鐵氧化物。

（2）轉化過程的差異。鐵氧化物的轉化與多種因素有關，如溫度、pH 值、不同的外加物質等，其中pH值是決定性的因素[16]。異化鐵還原過程是微生物通過電子的傳遞降低結晶度，形成熱力學更穩定的形式[16]，在本實驗中的異化鐵還原過程發生在pH 值為7.0 左右的條件下，定義還原后的鐵氧化物為M- 水鐵礦；而芬頓氧化過程中的M- 水鐵礦，是在pH 值為3.0 左右環境下形成的鐵氧化物。也有研究表明，微生物的胞外多聚物也能影響鐵氧化物的結晶形式[13]。

因此，經MR-1 的異化鐵還原過程的M- 水鐵礦和芬頓氧化過程產生的鐵氧化物的結構和結晶度發生改變，并且用于循環的鐵氧化物結晶度高于初始的水鐵礦，從而導致MR-1 對氧化后M- 水鐵礦的利用率降低。

本研究利用異化鐵還原菌Shewanella oneidensis MR-1 將芬頓氧化與微生物介導的鐵還原過程結合，構成異化鐵還原- 芬頓氧化聯合反應進行初步探索，為芬頓污染水體治理提供了一種綠色環保的治理技術，也拓寬了芬頓反應在環境中應用界面。今后有待于進一步研究循環過程中提高鐵的還原作用，及其對其他環境污染物的去除機理。