化学预氧化生化处理油田含聚丙烯酰胺污水研究:
化学预氧化生化处理油田含聚丙烯酰胺污水研究,聚合物驱油在提高原油采收率的同时也产生了大量含聚污水，现有污水处理 工艺难以对含聚污水进行有效处理。生物处理工艺由于成本较低且处理较彻底， 近年来已应用于含油污水处理领域。但含聚污水中大量聚丙烯酰胺的存在导致其 可生化性差，直接采用生物处理难度较大。Fenton氧化作为提高污水可生化性的 有效手段，具有操作简单、费用较低、处理效率高的优点。因此，本论文采用 Fenton预氧化一生化联合处理工艺，研究了其对含聚污水的处理效果。
从含聚污水中筛选出6株同时降解聚丙烯酰胺与原油的功能降解菌，对菌株 降解含聚污水的效果进行评价，优化了其营养及降解条件，并探讨了其降解聚丙 烯酰胺、原油的特性；通过添加功能降解菌提高活性污泥的活性应用于含聚污水 降解处理，利用Fenton氧化提高含聚污水的可生化性；在优化条件的基础上， 化学预氧化生化处理油田含聚丙烯酰胺污水研究,对含聚污水进行Fenton预氧化一生化处理小试实验，得出以下结论：
1) 从含聚污水中筛选分离出6株降解菌，分别为sp. PAM-1、
sp. PAM-2 > Ochrobactrum sp. PAM-3 > Acinetobacter sp. PAM-4 > Bacillus sp. PAM-5、^acZ/tosp. PAM-6。混合菌具有协同作用，对聚丙烯酰胺、原油的降解 率分别可达46.1%、47.5%，明显高于单株菌。混合菌在pH 5〜9、温度30〜45°C、 盐度5〜12.5 gi'氧含量4〜6 mg^L；1条件下对聚丙烯酰胺、原油具有较高的去除 率。微量的Fe3+和Mn2+ (浓度SO.Olg^L；1)可促进微生物的生长代谢。
2)考察了原油与聚丙烯酰胺共存对各自生物降解的影响。结果表明，在各 自较低含量范围内（原油0〜5g_L'聚丙烯酰胺0〜lg^L；1)，聚丙烯酰胺与原油 的共存可促进各自被生物利用的效率；考察了聚丙烯酰胺与原油共存对各自 Fenton氧化去除的影响。结果表明，原油的存在降低了聚丙烯酰胺的氧化去除效 率，但在其含量较低时（0〜600 mg，!；1)对聚丙烯酰胺的去除影响不大；而聚丙 烯酰胺在较低含量时（0〜500 mg^L；1)对原油的氧化去除有促进作用。
3 )在 H202 15 mL.L-1、FeS04.7H20 700 mg.L-1、pH 5.0、温度 30°C、反应时 间1 h条件下，Fenton氧化对含聚污水的COD、聚丙烯酰胺、原油的去除率可 分别达到61.5%、74.0%、47.2%，对悬浮物的去除效率在80%以上，对硫酸盐还 原菌的去除率可达98%以上，且可生化性改善明显（BOD5/COD提高至0.4)。 在Fenton氧化反应结束处理后残余的H202不仅不会抑制细菌生长，反而促进其 对有机物的降解。Fenton预氧化——生化联合工艺对COD、聚丙烯酰胺及原油 的去除效率分别可达84.7%、92.1%和83.1%。
4)混合菌对聚丙烯酰胺的降解过程符合一级动力学模型。利用生物降解前 后聚丙烯酰胺的红外光谱及飞行时间质谱推测的生物降解后的产物片段结合对 混合菌对聚丙烯酰胺生物降解特性，并在已有文献的基础上，推断了在有氧条件 下聚丙烯酰胺的生物降解机理。初步认为，混合菌通过生物催化类Fenton反应 将聚丙烯酰胺分解为可被其利用的小分子片段作为碳源，利用酰胺水解酶水解聚 丙烯酰胺的酰胺基获得可被其利用的氮源，进而促进微生物自身的生长。不同处 理后的聚丙烯酰胺样品的扫描电镜、红外光谱及飞行时间质谱分析结果表明， Fenton氧化对聚丙烯酰胺的降解比生物降解更为彻底，降解后的小分子产物生物 毒性降低，被微生物利用率提高。
利用GC-FID及GC-MS对混合菌降解原油的特性进行分析。结果表明，混 合菌对原油中的芳烃利用率高于烷烃，且对不同烃利用呈现不同特点。对不同处 理后原油样品进行的GC-FID及GC-MS分析结果表明，聚丙烯酰胺的存在提高 了生物降解、Fenton氧化以及Fenton预氧化生化对原油的去除效率。
5)对从城市污水处理厂取得的好氧污泥在模拟含聚污水中驯化，添加功能 降解混合菌群来提高污泥对模拟含聚污水的处理效率。结果表明，功能降解菌添 加后的活性污泥对COD去除率提高了 30%。
在连续进水中，考察水解酸化——生物接触氧化对含聚污水的处理，并对进 水条件进行了优化。结果表明，进水pH 7.0、水力停留时间72 h、进水温度30〜40°C 时生化反应器对含聚污水具有较高的处理效率。反应器稳定运行后对含聚污水 COD、聚丙烯酰胺及原油的去除率最高分别可达67.6%、63.7%、58.7%，悬浮物 的含量稳定在15~30 mg_L_1，硫酸盐还原菌含量降至102 cell_L_1。
6)对胜利油田含聚水样进行了 Fenton预氧化——生化处理小试实验。结果 表明，Fenton预氧化一生化处理对COD、聚丙烯酰胺及原油的去除率分别可 达94%、93%、95%，悬浮物与硫酸盐还原菌去除率分别可达90%、99%。采用 絮凝处理进一步降低各指标值，絮凝处理后，COD稳定在20 mg^L；1左右，聚丙 烯酰胺含量低于5 mg_L_1，原油含量低于2.5 mg_L_1，悬浮物含量低于5 mg_L_1， 各指标可满足回注或外排的需求。
采用Fenton预氧化——生化——絮凝对大庆油田含聚污水水样进行处理小 试实验。结果表明，COD、聚丙烯酰胺的去除率分别可达97%、98%，可满足 DB37/676-2007二级标准；原油去除率可达98%，可满足SY/T5329-94 A1级标 准及DB37/676-2007 —级标准；悬浮物去除率可达97%，可满足SY/T5329-94 B 级标准；硫酸盐还原菌去除率可达99%，可满足SY/T5329-94最低标准。
目前，聚合物驱油技术在我国东部油田已得到大范围的应用，化学预氧化生化处理油田含聚丙烯酰胺污水研究,聚合物驱油对 稳定原油产量方面已具有很重要的现实意义。而在聚合物驱油提高原油采收率的 同时也产生了大量的含聚丙烯酰胺污水（简称含聚污水）。由于聚丙烯酰胺的存 在，含聚污水与一般的采油污水相比粘度增大，油水分离难度加大，原油乳化现 象严重、悬浮物沉降性能变差，使含聚污水在现有处理工艺处理后原油与悬浮物 的含量超标严重。
生物降解处理技术由于处理成本较低，无害化降解，且对低浓度含油污水有 稳定的去除效率，已在含油污水处理中已得到推广应用。但由于含聚污水中聚丙 烯酰胺抗生物降解特性导致含聚污水可生化性差，使生物降解处理含聚污水面临 困境，急需利用其它手段预处理提高污水的可生化性。
在各种提高可生化性手段中，Fenton氧化由于操作简单、费用较低、处理效 率高，已被广泛应用在其他有机污水处理中，而且可以显著提高污水的可生化性。 因此可采用Fenton预氧化处理来提高含聚污水的可生化性。
本论文采用Fenton预氧化一生物降解联用技术对含聚污水进行处理研究。 从含聚污水中筛选出对聚丙烯酰胺与原油均有一定去除能力的功能降解菌株，对 其生长及降解条件进行优化，探讨其对含聚污水的生物降解特性。将功能降解菌 投加到活性污泥中以提高污泥对含聚污水的降解性能，并利用Fenton氧化手段提 高污水的可生化性。在优化Fenton氧化对含聚污水中聚丙烯酰胺、原油等指标物 质去除条件的基础上，对两种含聚污水水样进行Fenton预氧化一生化处理小试 实验。
本论文的研究工作为含聚污水Fenton预氧化生化处理工艺奠定理论基
础，也为此工艺在含聚污水的实际现场应用提供技术支持。
1研究背景
1.1油田污水中聚丙烯酰胺的来源
在油田高含水开采的中后期过程，化学添加剂在提高原油采收率起到了非常 重要的作用。根据有关文献资料介绍[1]，上世纪80年代，前苏联每使用It化学 添加剂，就能增加100 t原油的采收。美国处于中后期生产的油田，每采出1 t 原油就要使用约40 kg的化学添加剂。
这些添加剂种类繁多，有乳化剂、缓蚀剂、消泡剂、稠化剂、堵水剂、压裂 及酸化液、防粘土膨胀剂、降粘剂、脱盐剂、脱水剂、清蜡及防蜡剂等几十种， 用于钻井、采油、产出液处理、集输等油田生产的各个环节。这些添加剂的主要 成分是烷基类有机物的钠盐、钾盐、磺酸盐等，还有醇类、高分子聚合物等[2]。
其中聚丙烯酰胺是油田常用的化学添加剂之一，广泛用于钻井、采油、产出 液处理等环节。
1.1.1油田中所用聚丙烯酰胺的种类
狭义的聚丙烯酰胺是指由丙烯酰胺单体聚合而来，英文名称polyacrylamide， 简称PAM,又称非离子的聚丙烯酰胺（non-ionic polyacrylamide，NPAM)。其分 子式如下：
C—C
I 1_〇
L Hy—°Jn
NH2
图1-1-1非离子聚丙烯酰胺的分子式 Fig. 1-1-1 The molecular formula of non-ionic polyacrylamide 由于其分子量较小，一般在几千到几百万左右，主要在造纸、印染行业作为 助剂，水处理行业作为絮凝剂等[3]，而在油田中很少应用。
而在油田中广泛应用的聚丙烯酰胺是指广义的聚丙烯酰胺，是对一大类具有 相似结构的物质统称，它们是丙烯酰胺均聚物及其与其他单体（例如丙烯酸或 N,N'—亚甲基双丙烯酰胺、丙烯酰氧乙基三甲基氯化铵等）共聚物[4]。从离子型 上分有三种，分为阴离子型、阳离子型以及以及阴阳离子兼具的两性离子型。从 分子空间结构上分有两种，为一种为线型的聚丙烯酰胺，一种交联的聚丙烯酰胺， 水溶性较差，但可以吸收大量水的聚丙烯酰胺凝胶[5]。
阴离子型的聚丙烯酰胺（anionic polyacrylamide，APAM)通常也称为部分 水解聚丙烯酰胺（partially hydrolyzed polyacrylamide，HPAM)，是一种线性水溶 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
图1-1-2阴离子聚丙烯酰胺的分子式 Fig. 1-1-2 The molecular fonnula of anionic polyacrylamide
油田中常用的阴离子型的聚丙烯酰胺不是由非离子型的聚丙烯酰胺水解而 来的，化学预氧化生化处理油田含聚丙烯酰胺污水研究,而是由单体丙烯酰胺与丙烯酸二者共聚而成的，分子量一般在500〜4000 万甚至更高[4]，油田中常用的阴离子的聚丙烯酰胺的分子量一般在1000万以上。 此类型聚丙烯酰胺在油田中应用最为广泛，用量也最多。
阳离子型聚丙烯酰胺（cationic polyacrylamide，CPAM)，通常是由单体丙烯 酰胺与带有双键的季铵盐共聚而成[3]，分子量一般在800〜1500万，其分子式一 般如下：
H
NHn
C C H 〇
〇
XRNR:
y
图1-1-3阳离子聚丙烯酰胺的分子式 Fig. 1-1-3 The molecular fonnula of cationic polyacrylamide 两性离子型的聚丙烯酰胺（amphoteric polyacrylamide, AmPAM), —般是
由大分子改性或单体共聚的方式制得[6]，分子量较高，一般在500万以上，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
图1-1-4两性离子聚丙烯酰胺的分子式 Fig. 1-1-4 The molecular fonnula of amphoteric polyacrylamide
阳离子型聚丙烯酰胺相对于阴离子聚丙烯酰胺在油田中使用范围不是很广 泛，且用量不多，而两性离子型聚丙烯酰胺由于价格较高，应用更少。
以上所列举的各种离子型的聚丙烯酰胺均为线型、水溶性的聚丙烯酰胺，由
于阴离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阴离子 型的聚丙烯酰胺。
油田用聚丙烯酰胺凝胶种类较多，属于丙烯酰胺的共聚物，是以丙烯酰胺为 主单体，其他物质（如N,N'—亚甲基双丙烯酰胺、改性胺树脂等）为交联剂制 得的空间网状结构高分子聚合物[7]。
1.1.2聚丙烯酰胺在油田作业中的应用 1.1.2.1在钻井作业中的聚丙烯酰胺
在钻井作业中需要添加钻井液来调整钻井泥浆的性能，钻井液的使用可大大
减少卡转事故，能减少钻头在钻探过程中的磨损，并且可以使钻探的井壁规则，
防止钻探过程中出现坍塌或者井漏[8]。而聚丙烯酰胺作为钻井液中常用的添加助
剂，可以调节钻井液的流变性能，增加钻井液的润滑性能，是优良的抑制叶岩分
散剂，它在钻井液中的存在可以提商钻井液稳定钻井井壁、抑制地层造楽的作用 [2]
O
在钻井液中经常使用的聚丙烯酰胺的种类是部分水解聚丙烯酰胺或者部分 水解聚丙烯酰胺的钾盐，且部分水解聚丙烯酰胺的钾盐作为助剂的性能由于部分 水解聚丙烯酰胺[9]。
1.1.2.2聚丙烯酰胺在堵水、调剖中的应用
在油田生产过程中，由于地层的非均质性，经常会产生“水浸”问题；在我国 油田普遍进入注水开发阶段后，使地层油藏的非均质性加剧，经常在油水井间形 成水流优势通道，从而造成水驱的“短路”，严重影响水驱效率[1°]，这些都需要堵 水、调剖及相关的技术来解决此类问题，保持并提高原油的采收率。
聚丙烯酰胺作为堵水剂被广泛应用，可调整地层对油和水的渗透能力，保持 地层能量、减少采出液水含量，提高采收率。被应用的聚丙烯酰胺主要是交联的 聚丙烯酰胺凝胶（微球）[11]。
1.1.2.3聚丙烯酰胺在压裂工艺中的应用
在油田开采致密层油藏的过程中需要使用压裂工艺添加压裂液来打通致密 层岩石的通道，让原油流出进而提高原油的采收率。聚丙烯酰胺作为压裂液经常 使用的稠化添加助剂，可提高压裂液的粘度、降低与岩层摩擦等[12]。压裂液添 加的聚丙烯酰胺类型也是通常是交联型聚丙烯酰胺。
1.1.2.4聚丙烯酰胺在油田污水处理中的应用
由于聚丙烯酰胺优良的絮凝性能，聚丙烯酰胺在油田污水处理中作为絮凝剂 或絮凝助剂使用[13]。根据不同水质选择使用阳离子型、阴离子型或两性离子型 聚丙烯酰胺来满足絮凝处理的需求。絮凝后的聚丙烯酰胺与其他絮凝物被作为废 渣处理，不是油田采出水中聚丙烯酰胺的来源。
1.1.2.5聚合物驱油中的聚丙烯酰胺
聚合物驱油技术，是三次采油技术中的一种，现在我国大庆、胜利、大港等 油田针对高含水的区块已全面使用。聚合物驱油是通过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，延缓油井含水 率的上升速度，从而改善油藏开采效果，提高采出液中油水比，达到提高的采收 率目的，又称稠化水驱或增粘水驱[R 15]。
聚合物驱油是油田生产过程中聚丙烯酰胺用量的最多的环节，所用聚丙烯酰 胺一般为线性阴离子型聚丙烯酰胺，主要是由于水溶性的阴离子型聚丙烯酰胺分 子量大、粘度稳定，价格较低。阳离子型聚丙烯酰胺在聚合物驱油过程中很少作 为驱油剂来单独使用，通常作为聚合物驱油过程中的助剂，在聚合物驱油过程中 作为防窜剂或者调剖剂来使用[3]。
无论是作为聚合物驱油的主要注剂、油田地层的堵水剂、调剖剂还是钻井、 压裂液添加助剂，进入地层的聚丙烯酰胺在经历地层长期高温高压环境后再随原 油以采出液（production fluid)的形式采出后，此时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，水解度较大、分子量较低、粘度较低。 而污水中的聚丙烯酰胺主要来自于聚合物驱油过程中注入的大量的部分水解聚 丙烯酰胺。
1.2含聚丙烯酰胺污水的特点、处理现状及面临问题
据有关资料报道，2011年，大庆油田聚合物驱油年产量已突破1300万吨， 至2002年以来，大庆油田三次采油年产量已连续10年保持在1000万吨以上， 约占大庆油田总产量的四分之一，大庆油田已成为世界上使用聚合物驱油技术最 大的采油基地[16];截止到2011年中旬，胜利油田利用聚合物驱油技术提高采收 率累积增油已达到2200万吨[17]。
然而在聚合物驱油为各大油田提高原油产量的同时，也产生了大量的含聚污 水，一般聚合物产出液含水率达在50%以上，有的甚至高达90%。在产出液油 水分离后产生的含聚污水面临处理难题。
1.2.1含聚污水的特点
由于含聚污水中部分水解聚丙烯酰胺的存在，使得含聚污水与一般的采油污 水相比具有以下特点[18'19]:
部分水解聚丙烯酰胺存在增加了含聚污水的粘度。一般含油污水的粘度 与与纯水粘度相近，而含聚污水的粘度却是一般含油污水的粘度的4-6倍甚至更 高（由部分水解聚丙烯酰胺的含量决定，含量越高粘度越高），含聚污水粘度的 增加使得污水中含有胶体颗粒的稳定性增强，增加了携带悬浮物的能力，延长了 自然沉降的时间，并使悬浮物含量超标。
5
部分水解聚丙烯酰胺的存在使原油乳化能力增强，导致采出液油滴变小， 使其更稳定的存在于水中，而且使乳化油的含量升高，使油水分离效果变差，导 致油水分离后含聚污水中原油的含量远高于普通含油污水。
聚丙烯酰胺的存在促进了含聚污水中硫酸盐还原菌（sulfate reducing bacteria，SRB)的生长，使其含量高于普通含油污水，加重对设备的腐蚀。
部分水解聚丙烯酰胺的存在使得常规含油污水处理过程中的过滤系统效 果变差，絮凝环节所需药剂使用量变大，且处理效果变差。
与常规含油污水相比，部分水解聚丙烯酰胺的存在降低了含聚污水的可 生化性，使含聚污水生物降解困难。
根据胜利油田某些区块的污水处理站所得含油污水、化学预氧化生化处理油田含聚丙烯酰胺污水研究,含聚污水几个主要指标 数据[19](表1-2-1)的对比可以看出，含聚污水与常规的含油污水相比，由于污 水中聚丙烯酰胺的存在，原油、悬浮物及硫酸盐还原菌含量远高于常规含油污水， 这就给后续处理带来困难。
表1-2-1含聚污水与常规含油污水的对比
Table 1-2-1 The comparison of oil wastewater containing HPAM and common oil wastewater
聚丙烯酰胺原油含量悬浮物含量硫酸盐还原菌含量
(mg.L-1)(mg.L-1)(mg.L-1)(cell-mL1)
含油污水--17-3017-39560〜2500
含聚污水45-70089 〜32023-2155000〜95000
1.2.2含聚污水的出路
根据油田现有生产状况，含聚污水的出路主要有如下几种[18'2()]:
处理后达标外排。由于含聚污水中含有聚丙烯酰胺、原油，即使处理后达标 排放，依然会残余少量的聚丙烯酰胺、原油，也会对地表水造成一定的污染， 从长远来看，应尽量减少含聚污水外排。
直接作为回注水回注油层。但由于聚丙烯酰胺的存在只能回注高渗透的油 层，且与常规回注水相比，不但会增大注水泵压、提高注水成本，而且对油 层有一定影响，还会使沿程污染严重。
处理后达到回注水指标，作为回注水回注油层，可将含聚污水循环利用。但 由于聚丙烯酰胺的存在，目前使含聚污水达标回注较为困难。
处理后配制聚合物溶液。将含聚污水处理后替代清水资源用来配制聚合物驱 油所用聚合物溶液。这不仅可以减少环境污染，更可以节约清水资源，将含 聚污水就地循环利用。但由于含聚污水一般盐度较高，而聚丙烯酰胺受盐度 影响严重，使未经脱盐处理后污水配制的聚合物溶液的粘度达不到所用粘度 标准。
从长远来看，将处理后的含聚污水回注或者配制聚合物溶液均属于污水资源 化再利用，是今后含聚污水处理两个重要的发展方向。
1.2.3目前使用的去除工艺及问题
油田的含聚污水处理目前仍采用普通含油污水的物理去除处理方式：采出 水一般在经过物理沉降的油水分离后，通过曝气浮选除油外加过滤两个环节处 理，或单独使用气浮或过滤环节，另加添加破乳、絮凝药剂加以辅助[18]。具体 工艺在除油或过滤环节采用不同的方式。图1-2-1为油田某含聚污水处理站含聚 污水处理流程。如图1-2-1所示，而含聚污水通过曝气加高效除油装置除油后然 后再经过过滤系统过滤后便外排或者回注。此工艺流程的设计只是为了去除残余 原油与悬浮物，未对聚丙烯酰胺做任何处理。而由于聚丙烯酰胺的存在，使原油、 悬浮物的自然沉降性能下降，稳定性增强，增加了油水分离的难度，使处理后原 油、悬浮物含量超标严重。
图1-2-1油田含聚污水典型的处理流程
Fig. 1-2-1 The typical processing plan of oil wastewater containing HPAM treatment
近几年，油田污水处理站将“OPS+磁分离”技术引入含聚污水处理，用来提 高对污水中聚丙烯酰胺及原油、悬浮物的去除。
OPS(Oil Physical Process System)是综合物理除油系统技术，该系统的原理 是利用物理运动集聚破乳和除油及悬浮物，减少了系统对于化学药剂的依赖[21]。 磁分离（CoMag)技术是已在在生活污水中得到应用，原理是通过投加磁性物质， 增强絮凝效果，提高絮凝物的沉降速率与效率[22]。工艺流程见图1-2-2。
图1-2-2油田含聚污水的“OPS+磁分离”处理流程 Fig. 1-2-2 The OPS & CoMag processing plan for oil wastewater containing HPAM treatment
目前该工艺已在胜利油田胜坨坨一站污水处理站现场应用，日处理污水 5000 m3。但该技术的缺点是产生的污泥量大，且污泥中含有大量的聚丙烯酰胺 与原油，后续处理困难，并对环境产生二次污染[21]。
由以上可以看出，各油田对含聚污水的处理主要采用物理除油加化学絮凝的 方法进行处理，对于聚丙烯酰胺、原油等有机物本身未有任何有效降解去除，这 些物质在环境中长存，依然会对环境产生污染。
生物处理技术由于其环境友好无害化处理、成本低、易控制、效果好，已在 污水处理行业得到广泛应用。近年来，随着生物处理技术在油田含油污水处理中 的推广应用[23]，油田含聚污水的生物处理也逐渐成为人们研究的热点。
污水生物降解处理可分为好氧生物降解与厌氧生物降解两大类[24]。好氧降 解是指通过主要以好氧微生物为主的微生物群体在有氧环境中生长繁殖，并以分 子氧为最终电子受体，将有机物代谢分解的过程。而厌氧生物降解是在无氧环境 下，主要以厌氧微生物为主的微生物群体，以硝酸盐、硫酸盐、铁锰氧化态以及 部分有机物为电子受体，将有机物分解矿化[25]。部分兼性菌群可在有氧或无氧 条件下均可以对污水中的有机物降解去除。油田含聚污水生物降解处理的关键是 聚丙烯酰胺的降解去除，近年来研究者在聚丙烯酰胺生物降解方面做了大量的工 作，并对聚丙烯酰胺的好氧及厌氧降解做了有益的探讨。
1.3聚丙烯酰胺生物降解研究进展
由于聚丙烯酰胺极高的分子量及其特殊的分子结构，具有很强的生物抗性， 自上世纪70年代以来的一段时间内，对于各种离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国外研究者率先做了大量工作。
Suzuki等[26]研究了臭氧氧化前后非离子的聚丙烯酰胺被微生物利用的情 况。结果表明，不论是大分子的聚丙烯酰胺还是被氧化后的小分子片段都具有很 强的生物抗性。这种生物抗性作用不仅仅是由于其高分子量，还与它特有的分子 结构有关。Schumann和Kunst[27]研究了活性污泥对阴离子聚丙烯酰胺以及阳离 子聚丙烯酰胺的降解，并用同位素（14C)标记的方式来表征降解程度。结果表 明，在好氧环境下活性污泥对阴离子聚丙烯酰胺和阳离子聚丙烯酰胺都降解不显 著（降解率小于2%)。同时也考察了在厌氧条件下活性污泥中微生物对二者的利 用情况，也得到类似的结论。
后来研究者发现非离子（或阴离子）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将非离子的聚丙烯 酰胺可作为唯一的氮源来维持并促进其生长。Haveroen等[3()]研究表明阴离子的 聚丙烯酰胺可作为唯一氮源来维持产甲烷菌的活性并提高产甲烷量。
Grula等[31]研究了在厌氧与好氧条件下微生物对非离子、阴离子及阳离子聚
丙烯酰胺的降解作用。结果表明，无论是厌氧条件还是好氧条件，非离子、阴离 子聚丙烯酰胺都可以被微生物利用并促进微生物的生长，而阳离子的聚丙烯酰胺 表现出极强的生物抗性，无论是好氧还是厌氧条件下都不能被微生物利用。
而Chang等[32]的研究表明阳离子聚丙烯酰胺可以被微生物在好氧或者厌氧 条件下部分降解，化学预氧化生化处理油田含聚丙烯酰胺污水研究,但微生物利用的都只是被水解下来的阳离子基团，而其碳链骨 架却没有被降解。
对于交联聚丙烯酰胺的降解，国外研究者也有涉及。Hollimana等[33]探讨了 了交联的聚丙烯酰胺凝胶被在土壤中微生物的降解，结果表明虽然对于微生物降 解，交联聚丙烯酰胺凝胶表现出很强的生物抗性，但在土壤中微生物群落的共同 长期作用下也会发生缓慢的降解。其酰胺基可以作为氮源被微生物利用。
由于聚丙烯酰胺在国外主要是被用作水土保湿剂，因此国外研究者着重研究 的是聚丙烯酰胺对于土壤中对微生物的影响[34_36]。而随着聚合物驱油在我国油田 的广泛推广应用，聚合物污水的大量增长，含聚污水的处理迫在眉睫，这使得国 内研究者在最近十几年内开始对污水中部分水解聚丙烯酰胺的生物降解作用展 开研究。
1.3.1聚丙烯酰胺的好氧降解研究
对聚丙烯酰胺有降解作用的好氧微生物比较多，对于细菌、放线菌、真菌利 用聚丙烯酰胺的研究都有报道。其中以细菌降解聚丙烯酰胺的研究最多（表 1-3-1)。
表1-3-1国内外对于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等刚PM-2与PM-3属于芽孢
杆菌属 好氧细菌部分水解聚丙烯酰 胺，分子量1700万经过7 d的降解，混合菌对 对300 mg.L—1的聚丙烯酰 胺降解率可达36.3%
孙晓君等[41]产碱假单胞菌， 好氧细菌部分水解聚丙烯酰 胺24 h内对聚丙烯酰胺的降 解速率约为1 mg- (gMLSS-h)"1
包木太等[42]芽孢杆菌PM-1
好氧细菌部分水解聚丙烯酰 胺，分子量1700万对于500 mgL_1的聚丙烯 酰胺，5d的降解后降解 率可达38.4%
李蔚等[43]假单胞菌 好氧细菌部分水解聚丙烯酰 胺，分子量1500万对于500 mg_L_1的聚丙烯 酰胺，30 d粘度由18.6 mPa_ s 降低为 1.0 mPa_ s.
韩昌福等[~黄孢原毛平革菌 好氧真菌部分水解聚丙烯酰 胺，分子量大于 2000 万对聚丙烯酰胺的降解率 可达50%
对浓度为l〇g_L_1聚丙烯
高年发等[45]降解菌G1 好氧细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达
29. 8%
张英筠等[46]3株好氧菌部分水解聚丙烯酰混合菌对lg^L；1聚丙烯
好氧细菌胺，分子量500万酰胺降粘率可达89%
3株菌分属于假单胞菌部分水解聚丙烯酰混合菌7d内对三种不同
李宜强等[47]属、梭状芽孢杆菌属胺，分子量1000、分子量的lgC聚丙烯酰
兼性厌氧细菌1200、 1400万胺降粘率在10~70%。
刘永建等™褐栗芽孢杆菌JHW-L
兼性厌氧细菌部分水解聚丙烯酰 胺，分子量1800万对浓度为1 g_L_1聚丙烯 酰胺7d降粘率可达 91.4%
JHW- 1和JJH属于芽孢
郝春雷等[49]杆菌属，JHW-3属于 梭状芽孢杆菌属，JJF 属于假单胞杆菌属部分水解聚丙烯酰 胺，分子量1800万复合菌对浓度为1 g-I/1 聚丙烯酰胺7 d降粘率可 达61%
兼性厌氧细菌
10
研究者降解微生物 及所属门类聚丙烯酰胺类别
Kunichika 等[37]降解菌A(成团杆菌） 和B (巨胞氮单胞菌） 好氧、兼性厌氧细菌非离子聚丙烯酰 胺，分子量200万
Sutherland 等間白腐真菌 好氧真菌聚丙烯酰胺凝胶
蜡样芽胞杆菌
wen 等[ ]EU439437、弯曲芽孢杆 菌 DQ837543部分水解聚丙烯酰 胺，分子量1600万
好氧细菌
经过30 d降解，5株菌对
廖广志等™5株菌
兼性厌氧细菌部分水解聚丙烯酰 胺，分子量1500万于500 mg_L_1的聚丙烯酰 胺粘度由18.6mPa.s降低
为 1.0〜2.1 mPa. s.
舒福昌等[51] 佘跃惠等[52]七株菌分别归类于放线 杆菌纲，a-变形菌纲和 芽孢杆菌 细菌、放线菌部分水解聚丙烯酰 胺，分子量1600 万12d后，混合菌对0.75~1 g-I；1聚丙烯酰胺降粘率 达 69~91%
高玉格等[53]17株混合菌属于芽孢 杆菌属、节细菌属、黄 杆菌属、不动细菌属部分水解聚丙烯酰 胺，分子量约2000 万对含lOOrngr1的聚丙烯 酰胺的污水，9d HPAM去 除率达84.0%, COD去除
兼性厌氧细菌率达74.1%。
黄峰等[54]腐生囷 好氧细菌部分水解聚丙烯酰 胺，分子量1500万对浓度为l〇g_L_1聚丙烯 酰胺30 d降粘率小于12%
1.3.2聚丙烯酰胺的厌氧降解研究
由于厌氧微生物种类也较少，能在厌氧条件下对聚丙烯酰胺有降解作用的微 生物种类更少，研究者对于厌氧微生物的降解研究主要集中在硫酸盐还原菌、产 甲烷菌及部分兼性厌氧的细菌种群（表1-3-2)。
表1-3-2国内外对于厌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
研究者降解菌种群及门类所用聚丙烯酰胺种类对聚丙烯酰胺降解性能
Haveroen 等[55]产甲烷菌 厌氧古菌部分水解聚丙烯酰胺聚丙烯酰胺的酰胺基可被 广甲焼菌利用，提局了其 甲烷的性能。
Wei 等[56]双酶梭菌H5 兼性好氧细菌部分水解聚丙烯酰胺对500 mg.L—1聚丙烯酰胺 降解率可达52.5%
程林波等[57]硫酸盐还原菌，部分水解聚丙烯酰胺，分对聚丙烯酰胺去除率在
厌氧古菌子量1900万35 〜45%
黄峰等t58_6W硫酸盐还原菌， 厌氧古菌部分水解聚丙烯酰胺，分 子量1500万对浓度为1 g^i/1聚丙烯酰 胺7d降粘率可达19. 6%。
刘永建等[61]褐栗芽孢杆菌 JHW-31
兼性好氧细菌部分水解聚丙烯酰胺，分 子量1800万对浓度为1 gi4聚丙烯酰 胺7d降粘率可达92.1%
11
魏利等[62]肠杆菌18，
兼性好氧细菌部分水解聚丙烯酰胺20d对浓度为60〇1邱.1/
聚丙烯酰胺降解率为 63.17%,
魏利等[63]斯提柯兰氏梭状菌 CMW,
兼性好氧细菌部分水解聚丙烯酰胺经过48 h,使聚合物的粘度 由接种时的18.5 mPa*s到 8.6mPa.s，480h 降至的 l.lmPa.s
魏利等[64]Anaerofilum pen-tosovorans A9 兼性好氧细菌部分水解聚丙烯酰胺经过20d对500mg.L_1聚 丙烯酰胺降解率为61.2%
以上研究者主要探讨了对单一聚丙烯酰胺的降解，而对于聚丙烯酰胺与原油
共同降解较少。李巍等[43]、廖广志等[5()]虽然对含聚污水中聚丙烯酰胺及原油的 生物降解做了探讨，但只是研究了生物降解对聚丙烯酰胺及原油去除作用，而对 于聚丙烯酰胺与原油共存对二者（原油/聚丙烯酰胺）各自被生物降解的影响没 有涉及。在各研究中虽有对聚丙烯酰胺的生物降解过程进行探讨[47_49]，但均处于 初步阶段，至今仍未形成较为明确的聚丙烯酰胺生物代谢机理。
以上研究中对于聚丙烯酰胺降解的评价大多采用粘度法，聚丙烯酰胺粘度降 低的影响因素很多[65]，并不是单纯的生物降解影响；而且粘度的降低有时候只 是聚丙烯酰胺由大分子断裂为为小分子，而对于其主链降解去除有限，实际聚丙 烯酰胺含量变化较小，对聚丙烯酰胺真正的降解去除率较低[66]。因此，由国内 外的研究结果可以表明，聚丙烯酰胺属于难生物降解的物质，化学预氧化生化处理油田含聚丙烯酰胺污水研究,不论是好氧或厌氧 环境下，对于聚丙烯酰胺的生物降解所需时间长且降解率均不高。这也是制约生 物降解方法处理实际含聚污水的最重要的因素。因此需要利用其它的方式来提高 聚丙烯酰胺及含聚污水的可生化性。
1.4提高含聚污水可生化性 1.4.1提高含聚污水可生化性手段
国内外研究者利用各种方式包括紫外光降解、臭氧氧化降解、Fenton氧化降 解的方式来提高聚丙烯酰胺的可生物利用能力（表1-4-1)。
表；l-4-i对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
对聚丙烯酰胺生物降解的影响
Table 1-4-1 The study of HPAM biodegradable improvement
rrft71无论是在厌氧还是在好氧条件下，对
E!l-Mamouni等]紫外光预降解
于紫外光降解后的聚丙烯酰胺微生物
Eubeler 等[68]紫外光预降解也难以全部利用，但好氧菌的利用率 高于厌氧菌
可提高微生物的利用率
Suzuki 等[[26]臭氧氧化臭氧氧化后聚丙烯酸盐（聚丙烯酰胺
Bao等网Fenton氧化氧化后的产物）的可生化性显著提高。 1 g-L_1的聚丙烯酰胺在Fenton试剂氧 化后其BOD5 /COD的值由0.1上升到
Wen 等[39]0.4，可生化得到很大改善 合适的底物可以刺激微生物的快速生 长，加入5% wt的葡萄糖底物可以加
Eubeler 等[68,70]加入合适底物共代谢速HPAM的降解速度，但不影响
HPAM最终的降解率
Fenton氧化对可生化性的提高
在各种提高可生化性手段中，Fenton氧化由于操作简单、费用较低、兼具絮 凝沉降功能，已被广泛利用在其他有机物及污水处理中，且可生化性提高显著(表 1-4-2)。
表1-4-2 Fenton氧化对污水可生化性改善的研究
Table 1-4-2 The study of wastewater biodegradable improvement by Fenton oxidation
研究者有机物/污水类型对污水可生化性的改善
Kajitvichyanukul 等[71]医院废水对于COD值为1350 mgr1的废水氧化处理后使 BOD5 /COD 值从 0.30 升至 0.52
Morais 等[72]城市垃圾渗透液对于COD值为5200 mg_L4的垃圾渗滤液氧化处理 后使BOD5 /COD值从0.13升至0.37
Lopes 等[73]发酵甘油生产提取 废水对于COD值为13500 mgr1的废水氧化处理后使 BOD5 /COD 值从 0.20 升至 0.50
吴坚扎西等[74]酸性玫瑰红B印 染废水对于COD值为340 mgi4的印染废水氧化处理后使 BOD5 /COD 值从 0.06 升至 0.46
杨新萍[75]有机氯农药废水对于COD值为1320 mgi4的农药废水氧化处理后 使 BOD5 /COD 值从 0.05 升至 0.22
曹扬等[76]聚乙烯醇对于COD值为2755 mg.L-1的污水氧化处理后使 BOD5 /COD 值从 0.10 升至 0.70
刘琼玉等[77]苯酚废水对于COD值为1244 mgi4的苯酚废水氧化处理后 使 BOD5 /COD 值从 0.10 升至 0.32
Fenton氧化手段是指用Fenton试剂（H202与Fe2+联合使用）对有机物质的
13
去除。Fenton氧化对水中污染物的高效去除去除归因于两种作用：一是自由基 氧化，二是絮凝沉淀。自由基氧化是指H202在Fe2+催化作用下，产生羟基自 由基（_0H)，由于_0H的氧化还原电位高达2.8V[78]，因此具有很强的氧化能 力进而发生自由基氧化[79]。另一方面，反应过程中Fe2+也会被氧化为Fe3+，从 而生成Fe(OH)3, Fe(OH)3具有强烈的絮凝与吸附作用，Fe(OH)3在沉淀絮凝过 程中也会将水中的有机物部分去除[8()]
根据已有文献[81' 82]推测聚丙烯酰胺及原油的Fenton氧化过程的自由基机理 可能如下(PH代表聚丙烯酰胺及原油等有机物，F代表低分子片段)：
链的引发
Fe2+ + H202 —► Fe3+ + OH' + -OH(l-l)
Fe3+ + H202 —► [Fe(III)( H02)]2+ + H+(1-2)
[Fe(III)( H02)]2+ —► Fe2+ + H02-(1-3)
链的传递
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)
链的中止
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)
对于Fenton氧化聚丙烯酰胺[84_'原油[88_^的文献已有报道，但对于二者
14
共存时Fenton氧化对二者的去除却鲜有研究，原油、聚丙烯酰胺共存对Fenton 氧化去除聚丙烯酰胺/原油的影响未见探讨。
Fenton氧化与生物降解联用的应用
由于Fenton氧化可以提高污水的可生化性，因此将Fenton氧化与生物降解 联用处理成为去除污水中有机物的有效手段，目前，Fenton预氧化一生物降解 联用处理技术已应用于其他污水处理中，并取得了较好的处理效果（表1-4-3)。 表1-4-3 Fenton氧化与生物降解联用处理污水的研究
Table 1-4-3 The study of wastewater treatment by Fenton oxidation combined with biodegradation
研究者有机物/污水类型联用组合Fenton氧化对
可生化性提高Fenton预氧化
生物降解联用处理 效果
Wang 等[93]表面活性剂废水Fenton氧化-活性污
泥0.3提局到0.6进水浓度为1652〜 2412 mg-L-1 对 COD
的去除率达94%。
徐颖等[94]染料中间体废水Fenton氧化-水解酸
化-好氧0.03提高到0.3COD总去除率达到 94%，使出水达到二 级标准
陈思莉等[95]含甲醛和乌洛托 品的模拟废水Fenton氧化-生物接
触氧化提局到0.5废水COD去除率高 达94%，处理后出水 COD 小于 70 mg.L_1
进水浓度为
邓征宇等[96]苯酚制药废水Fenton氧化-水解酸
化-生物接触氧化1151-1933 mg.L-1，处 理后降到2 mgi4以
下
进水COD为
冯斐等[97]增塑剂生产废水Fenton氧化-水解酸
化-活性污泥6000-8000 mg.L-1，处 理后降到500 mg-I/1
以下
许劲等[98]高盐废水Fenton氧化-水解酸
化-生物接触氧化出水各项指标达到 污水综合排放标准 三级标准
徐星[99]硝基苯胺类农药 废水Fenton氧化-水解酸
化-生物接触氧化出水COD小于100 mg.L-1、悬浮物小于 70 mg.L1
15
由以上可以看出，Fenton预氧化与生物降解联用技术具有广泛应用前景，而 且对污水中难降解的有机污染物具有显著的去除作用，而对于Fenton预氧化与 生物降解联用处理含聚污水的研究较少。因此，本论文拟采用Fenton预氧化与 生物降解联用处理含聚污水，提高污水中聚丙烯酰胺及原油、悬浮物等物质的去 除率。生物降解处理阶段拟采用水解酸化与好氧降解连续处理。这是由于由于含 聚污水中的聚丙烯酰胺与原油（特别是聚丙烯酰胺）由于可生化性差，在纯粹好 氧/厌氧降解条件下降解效率较低。厌氧降解（水解酸化阶段）的特点是可将大 分子物质分解为小分子物质，提高难降解有机物的可生化性，但时间较长，好氧 降解的特点是易于将小分子的有机物快速分解使其矿化，但对大分子有机物利用 能力较差[1()()]，因此可以结合两者特点，先利用水解酸化将聚丙烯酰胺与原油变 为分子量较小的片段，然后再利用好氧降解将这些片段分解从而达到去除的目 的，并提高了利用效率。由表1-4-3可以看出，对于难降解的污水，大部分生物 降解阶段都采用水解酸化与生物接触氧化两个阶段连续处理。
1.5论文研究内容
1.5.1学术构想与主要研究内容
从含聚污水中筛选出功能降解菌，对菌株降解含聚污水的效果进行评价，优 化其营养及降解条件，并探讨其对聚丙烯酰胺、原油降解特性；再将功能降解菌 株投加到活性污泥中提高活性污泥的降解性能，利用污泥对污水进行模拟处理， 并利用化学氧化（Fenton氧化）提高污水的可生化性；在优化参数获得最佳的处 理效果基础上，利用Fenton预氧化一生化对实际含聚污水进行处理小试实验。 1.5.2论文的特色与创新
功能降解菌对聚丙烯酰胺的代谢机理研究；
聚丙烯酰胺与原油共存对生物降解及Fenton氧化的影响；
Fenton氧化与生化联用处理含聚污水的可行性分析及试验。
1.5.3实验技术路线框图
拟定了本论文的实验技术路线框图，如图1-5-1所示。
16
图1-5-1论文实验技术路线框图 Fig. 1-5-1 The experiment technology line diagram
2论文研究材料与方法
2.1实验材料 2. 1.1聚丙烯酰胺及原油及含聚污水样品
实验所用聚丙烯酰胺样品为部分水解聚丙烯酰胺（在本论文中以下均简称聚 丙烯酰胺，无特殊说明聚丙烯酰胺均代指部分水解聚丙烯酰胺）由山东东营胜利 油田采油工艺研究院提供，分子量960万，水解度30%，固含量90%。
原油来自胜利油田某区块产出原油，粘度为22.2mPa_s (50°C dOrmin—1)， 密度为 0.855 g^m—3。
含聚污水水样来自胜利油田某区块聚合物驱后产出液油水分离后的污水。其 主要水质指标如下：
表2-1-1含聚污水主要的水质指标
Table 2-1-1 The main water quality of oil wastewater containing HPAM
COD
(mg.L-1)聚丙烯酰胺浓度
(mg.L-1)原油含量 (mg.L-1)悬浮物含量 (mg.L-1)硫酸盐还原菌 (104cell.mL_1)
1532士 174470士 23213 士 45105 士 121.5 士 0.5
BOD5pH总N (mg.L-1)总P
(mg.L-1)盐度
(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，此含聚污水水样的特点为COD高、盐度高、氮磷含量低， 可生化性低（BOD5/COD仅为0.12)，生物降解困难。造成此含聚污水可生化性 低的因素有：含有高浓度的聚丙烯酰胺、残余原油，氮磷含量低，矿化度高。
表2-1-2油藏注水水质推荐标准部分指标（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)
注入层平均空气渗透率pn2<0.100.1〜0.6>0.6
标准分级A1A2A3B1B2B3ClC2C3
悬浮固体含量，mg.L_1<1.0<2.0<3.0<3.0<4.0<5.0<5.0<7.0<10.0
控制 原油含量，mg.L_1<5.0<6.0<8.0<8.0<10.0<15.0<15.0<20<30
指标
硫酸盐还原菌菌，
0<10<25〇<10<25〇<10<25
cell-mL"1
表2-1-3山东省半岛流域水污染物综合排放标准部分指标（DB37/676-2007) [ira] Table 2-1-3 The partial Shandong peninsula river basin water comprehensive pollutant discharge
standards (DB37/676-2007)
标准分级一级标准二级标准
COD, mg/L<60<100
控
制 BOD5，mg/L<20<30
^ 原油含量，mg/L<3.0<5.0
标
悬浮固体含量，mg/L<50<70
表2-1-2与表2-1-3是油藏注水水质推荐标准和山东省半岛流域水污染物综 合排放标准部分指标。为满足污水处理后达到油田水回注或外排需求，本论文结 合两个标准在含聚污水降解处理过程中着重考察以下指标的去除：COD、聚丙 烯酰胺浓度、原油含量、悬浮固体含量、硫酸盐还原菌菌含量。
本论文将从筛选功能降解菌开始入手，考察其对聚丙烯酰胺和原油的降解效 率，并通过添加氮磷营养源，改善污水的可生化性，提高对污染物质的去除效率。 2. 1.2培养基
模拟含聚污水培养基: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。
富集培养基：蛋白胨10 gt1，牛肉浸膏3 g^L；1，NaCl 5 gO/1，pH值调至
7.2。
固体培养基：在以上液体培养基中加入20 g^L/1的琼脂，灭菌后冷却制得平 板。
培养基均灭菌后使用，灭菌温度121 °C，灭菌时间为20 min。
2.2主要的仪器及设备
表2-2-1主要的仪器设备的型号、生产厂家及主要用途
Table 2-2-1 The model, manufacturer and main application of the instruments and equipments
仪器名称厂家主要用途
DSHZ-300水浴恒温振荡器江苏太仓市实验设备厂培养微生物（摇瓶实验)，Fenton 氧化摇瓶实验
SHP-150生化培养箱上海山连实验设备有限公司培养微生物（固体培养基）
YT-CJ-IND净化工作台北京亚泰科隆实验科技开发中心微生物的接种、分离等无菌操作
LDZX-50FAS压力蒸汽灭菌锅上海申安医疗器械厂培养基灭菌
19
pH计HANNA instrument, USA测定样品pH值
YS100显微镜日本尼康微生物样品的观察
DHG-9053恒温干燥箱上海山连实验设备有限公司样品干燥
721型分光光度计上海第三分析仪器厂测定样品的吸光度
UV2450型紫外可见分光光度计曰本岛津测定样品的吸光度
Neofuge 18R台式冷冻离心机香港力康生物医疗科技控股有限 公司微生物等样品的离心分离
BIOTECH-10JGZ 发酵罐上海保兴生物设备工程有限公司微生物的发酵培养
ACO-003曝气泵广东日生集团有限公司活性污泥培养提供氧气
BT3001J蠕动泵保定兰格恒流泵有限公司流动进液
DI2500 COD快速测定仪美国HACH公司样品COD的测定
ET99724A-6型BOD分析测定仪德国Lovibond公司样品BOD的测定
KYKY-2800B扫描电镜北京中科科仪技术发展有限责任 公司生物样品的形态学观察
TENSOR 27红外光谱仪德国布鲁克光谱公司样品的红外光谱分析
Maxis UHRTOF 质谱仪德国布鲁克•道尔顿公司样品的降解产物分析
GC-2010气相色谱仪（GC-FID)日本岛津公司原油样品烷烃组分分析
GC-MS-QP2010气质联用仪日本岛津公司原油样品芳烃及生物标志物组 分分析
2.3检测与评价方法
2.3.1含聚污水中主要检测指标的评价方法 2.3.1.1聚丙烯酰胺的评价
COD评价指标
COD (chemical oxygen demand)即化学需氧量，是指单位体积水体中还原
性物质（各种有机物、低价态的无机物等）被氧化剂氧化后所消耗的氧化剂的用 量，换算成氧的质量，通常是用质量浓度表示（单位mgt1) [1()3]。COD的测定 目前常用的有高锰酸钾法（CODMn)和重铬酸钾法（COD&)两种，对于COD 浓度较大（>1〇〇 mgt1)、水质复杂的的水体的测定通常采用重铬酸钾法[1()4]。 本论文中水样中COD的测定均采用重铬酸钾法，在文中若无特殊说明，COD值 皆是由重铬酸钾法测定。由于本论文实验中氯离子的含量较高，采用1^804来 掩蔽氯离子的影响。
在实验过程中测定生物降解后样品的COD时，需用台式冷冻离心机在离心 力为15000><§、离心时间为15 111丨11、离心温度为41：条件下离心去除菌体，取上 清液测定。测定Fenton氧化后样品的COD时，需用需用台式冷冻离心机在离心
20
力为9000xg、离心时间为15 min、室温条件下离心去除沉淀后取上清液测定。
同时，COD也是评价污水中所有有机物含量的重要指标。COD的改变可代 表污水中有机物含量的变化，污水COD的测定为无预处理直接取样测定。
浓度含量评价指标
聚丙烯酰胺的浓度含量的测定采用油田中常用测定方法:淀粉——碘化镉法
[15]
O
测定生物降解样品和Fenton氧化后样品的的浓度时，也需离心后取上清液 测定。
水解度评价指标
水解度测定采用GBI2005.6-89中的测定方法：甲基橙——靛蓝二磺酸钠作 为指示剂的盐酸滴定法[1()6]
聚丙烯酰胺样品的红外光谱的测定
将不同作用后的聚丙烯酰胺溶液在50°C条件下用旋转蒸发仪浓缩至l-2mL， 然后在50°C干燥箱中干燥，将干燥后的聚丙烯酰胺样品在干燥器中保存待测。 模拟污水中若含有原油，则将原油用石油醚完全萃取后将剩余的水样旋蒸浓缩； Fenton氧化后的聚合物溶液则先将沉淀减压过滤除去后再用旋转蒸发仪浓缩。
飞行时间质谱测定聚丙烯酰胺产物
采用飞行时间质谱仪（Maxis UHRTOF)测定不同作用（生物降解、Fenton 氧化以及Fenton氧化一生物降解联用）后的聚丙烯酰胺产物。所有样品均需 离心后取上清液再用滤膜过滤（孔径为0.22 pm)后测定
所用的飞行时间质谱仪的测定参数如下：流动相为甲醇：乙腈=1:1，离子源 类型：电喷雾离子源，离子极性：正极性，喷雾剂设置：1.0 Bar，无聚焦，毛 细管电压4500 V，蒸发加热器温度：180 °C，扫描质荷比范围300〜2900 m/z， 载气流量：6.0L_min_1，终板电位：-500V，碰撞细胞射频：2500.0Vpp。
2.3.1.2原油的评价
原油含量测定
原油含量是指在酸性条件下水中可以被汽油或石油醚萃取出的石油类物质 的含量。原油含量的测定有紫外分光光度法、重量法、气相色谱法、红外光谱法 等，本论文主要采用紫外分光光度法，参照文献[107，108]方法测定。
原油各组分的气相色谱分析
利用气相色谱法考察不同作用后（生物降解、Fenton氧化以及Fenton氧化 ——生物降解联用）后原油各主要组分（烷烃、芳烃）的变化。采用内标法，利 用GC-FID测定烷烃各组分，利用GC-MS测定各芳烃，以此考察原油生物降解 或化学降解的特性。
21
正构烷烃采用的是C24D5〇作为内标，多环芳烃采用的是D14-三联苯作为内 标。气相色谱条件与文献sun等[1()9]相同，质量控制参照文献Wang等[11'
内标法定量计算公式为：
(2-1)
A美
An■Wn(2-2)
An-RRF-Ws
公式中各符号所表示的意义：
为标中待测组分的积分峰面积；
dei为样品中待测组分的积分峰面积；
，为标准中加入的内标的积分峰面积；
为样品中加入的内标的积分峰面积；
c为样品中待测组分的浓度；
%。为标准中待测组分的质量；
砂"K，为标准中加入的内标的质量；
灰n为样品中加入的内标的质量；
阶为样品的总质量。
原油样品的红外光谱的测定
将不同作用后的原油用石油醚、无水硫酸钠干燥后，取微量原油用KBr压 片后，测定其红外光谱，与气相色谱的结果相结合来考察降解作用对原油的影响。 2.3.1.3悬浮物的检测
悬浮物含量的检测
悬浮物（suspended solids，SS)是指在水中悬浮时间很长的固体颗粒。包括 有机物、不溶于水中的无机物（泥砂、黏土等）、微生物（细菌、原生动物、藻 类等）以及微生物的代谢产物等。水中悬浮物含量是衡量水体污染程度的指标之 一 [111]。本论文中水质中悬浮物的含量采用8丫-15329-1994[1()1]中的定义，是指 水样通过滤膜（孔径0.45pm)，并用石油醚冲洗去原油后，截留在滤膜上的物质。 其含量测定是将截留在滤膜上的物质于在温度为103〜105°C条件下烘干至恒重 后的质量，单位为rngt1。
悬浮物样品的红外光谱分析
22
将不同作用后的含聚污水水样按照1)悬浮物含量的检测中的方法获得悬浮 物的固体，研磨后用KBr压片测定其红外光谱。以考察不同作用对悬浮物的影 响。
2.3.2.4细菌数量的测定方法
细菌数量的测定采用镜检法和平板计数法相结合[66]。
2.3.1.5硫酸盐还原菌的检测
硫酸盐还原菌测定采用硫酸盐菌测试瓶（MPN法）测定。
2.3.2活性污泥的评价方法
2.3.2.1活性污泥常规检测指标[112’ 1131
污泥沉降比(SV30)
将1L混合均匀的活性污泥混合液迅速置于1L量筒中静置30 min后沉淀污 泥的体积与混合液体积之比即为污泥沉降比，单位：％。
污泥体积指数（SVI30)
在测定污泥沉降比SV3Q时，湿污泥所占体积与相应的污泥烘干后的质量之 比，单位mL_g'
污泥浓度(MLSS)
取一定量的活性污泥液用定量滤纸过滤后烘干至恒重。污泥质量与混合液的 体积比即为混合液污泥浓度，单位：mg^L；1。
挥发性污泥浓度(MLVSS)
将3)中烘干后的污泥在马福炉内600°C灼烧2h后，减去残渣所得的质量与 与混合液的体积比值即为挥发性污泥浓度，单位mg^L；1。
2.3.2.2活性污泥中的生物相检测
取少量污泥，在普通光学显微镜（尼康YS100)下观察。
2.3.2.3污泥样品的T-RFLP分析
采用末端限制性酶切片段长度多态性分析方法（terminal restriction fragment length polymorphism, T-RFLP)来表征污泥中细菌群落的变化。取少量污泥然后 放入灭菌后的离心管里，加入10 mL无菌磷酸盐缓冲溶液[2()]加几粒玻璃珠后放 入漩涡振荡器上振荡30min，将污泥打碎使微生物释放出来，将振荡后的上清液 用冷冻离心机4°C、15000xg，离心15min获得菌体，再加入磷酸盐缓冲溶液离 心3次去除其他有机物。用DNA提取纯化试剂盒（天根生化科技（北京）有限 公司）提取DNA，用PCR仪（Bio-RAD，美国）对获得的DNA进行16S rDNA 扩增。扩增的引物为通用引物，但一端用荧光标记。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扩增程序设置与纯化方法与文献[2()]相同。按照文献[2()]方法将纯化后的 PCR产物用两种限制性内切酶MSPI与RSAI进行酶切。将酶切后的产物进行脱 盐处理后，用毛细管电泳仪测序（由上海基康生物技术有限公司完成），获得的 荧光谱图用并用peak scanner软件进行片段多态性分析.
2.3.3含聚污水中主要指标物质对C0D的贡献 2.3.3.1各指标物质的估算公式
聚丙烯酰胺
采用POD作为聚丙烯酰胺含量与其COD之间的换算因子，根据污水中的 聚丙烯酰胺的浓度换算出聚丙烯酰胺的耗氧量，以此表征其对COD的贡献：
CODHPAM =P〇DXWHPAM(2-3 )
由于聚丙烯酰胺是超大分子量大的线性水溶性高分子，很难被重铬酸钾完全 氧化。其实测COD&与理论COD差别很大。
实验所用聚丙烯酰胺样品分子量为500万，水解度为30%。固含量为90%。 根据图1-1-2中聚丙烯酰胺的分子式可以算出，则x=0.7, y=0.3, z=7.01xl〇7。则 本实验中聚丙烯酰胺的分子式为：
「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
图2-3-1本论文实验所用聚丙烯酰胺的分子式 Fig.2-3-1 The molecular formula of HPAM used in this experiment
完全氧化时，按照以下产物计算：
C3H5ON + 5〇2 —► 3C〇2 +2H20 + HN03(2-4)
C3H5OH + 3〇2 —► 3C02 +2H20(2-5 )
则COD Si6=1.7766m，m为聚丙烯酰胺的质量浓度，单位mg.!/1。
配制了 50、100、500、1000、1500、2000 mgl/1的聚丙烯酰胺溶液，测定 了不同浓度下的聚丙烯酰胺溶液的COD值，结果如图2-2-1。
24
图2-3-2聚丙烯酰胺的理论COD与实测CODCr Fig. 2-3-2 The theoretic and measured COD values of HPAM
由图2-3-2可以看出随浓度的增加，实测COD与理论COD的绝对差值越来 越大。实验结果表明实测COD与实际浓度成正比例关系（大约1:1)，实测COD 约是理论COD的56%，即重铬酸钾对聚丙烯酰胺溶液的氧化率为56%。
根据图2-3-2采用POD经验值为1.0。
原油
采用ThOD作为原油含量与其COD之间的换算因子，根据污水中的油含量 换算出石油烃的耗氧量，以此表征其对COD的贡献：
COD〇ii =ThODx»7〇ii(2-6)
本论文采用ThOD值为文献[114]经验值3.3。
悬浮物
采用SOD作为悬浮物含量与其COD之间的换算因子，根据污水中悬浮物 的含量换算出悬浮物的耗氧量：
CODss = SODxWss(2-7)
采用文献经验值[114]，以SOD值0.16为依据估算悬浮物的COD值。
2.2.3.2聚丙烯酰胺、原油及悬浮物对含聚污水的COD的贡献
根据以上公式2-3、2-6、2-7及表2-1-1中的数据计算可得，聚丙烯酰胺、 原油、悬浮物对含聚污水的COD的贡献为（470+213x3.3+105x0.16) =1190 mg.U1，由此可见，聚丙烯酰胺、原油、悬浮物三项指标对COD的贡献可达77.7 %，含聚污水COD的去除主要依赖聚丙烯酰胺、原油、悬浮物三项指标的降低。 其余22.3%的COD的贡献来自于水中其他有机物、微生物、氨氮等的贡献。
25
2.2.3.3含聚污水中COD的测定误差降低方法
由于含聚污水中的原油、悬浮物的取样不均造成COD的测定误差较大，本 论文采用文献[115]的方法减少取样误差。
26
3功能菌的筛选及生长特性研究
Eubeler等[68' ™]的研究表明，利用合适的微生物可提高聚丙烯酰胺等水溶性 聚合物的降解率，通过改变因素参数：如温度、盐度、pH等，或者预驯化适应 的生物体等都可以加速聚丙烯酰胺的降解。因此，寻找高效降解聚丙烯酰胺和原 油的功能菌，最便捷的途径就是筛选分离能在含聚污水中生存的微生物，然后加 以驯化培养以达到对聚丙烯酰胺、原油的有效去除的目的。
3.1功能菌的筛选、鉴定
3.1.1实验方法 3.1.1.1菌株的分离
取5mL油田含聚污水接种到lOOmL富集培养基中，放入温度为35 °C、转 速为160 rmiiT1的恒温水浴振荡器中培养3天后接入模拟含聚污水培养基培养在 同样培养条件下培养7d，然后按接种体积为SmL^lOOmLy1转接入新的模拟含聚 污水中培养7d培养基中，如此再重复接种培养2次后在平板上涂布培养分离。 分离得到的菌株用平板纯化后转入甘油管中在低温冰箱（-80°C)保存。
将分离出的菌株进行纯化培养后，根据其形态特点，借助生理生化实验、16S rDNA测序技术进行鉴定。
3.1.1.2菌株的形态学观察及生理生化性质测定
按照《常见细菌系统鉴定手册》[116]及《伯杰细菌鉴定手册（简明第八版)》 [117]中的方法对筛选的细菌进行生理生化性质测试，并对各菌株的形态进行扫描 电镜拍摄用以形态学观察。
3.1.1.3菌株形态的扫描电镜样品制备
将各菌株在固体培养基中用盖玻片做插片培养2 d。将培养好的黏附在盖玻 片上的菌落用锇酸一戊二醛固定后，然后酒精梯度脱水、液体二氧化碳临界点 干燥后用扫描电镜拍摄细菌菌株照片。
3.1.1.4菌株测序
将纯化好的菌株在富集培养基中培养24 h后用低温冷冻离心机4°C、离心力 为15000xg条件下离心获得菌体，用磷酸盐缓冲溶液冲洗离心三次去除培养基后 用DNA提取纯化试剂盒（天根生化科技（北京）有限公司）提取DNA，用PCR 仪（Bio-RAD，USA)对获得的DNA进行16S rDNA扩增后测序（测序由南京 金斯瑞生物科技有限公司完成）。
3.1.1.5序列同源性比对及系统发育树构建
将获得的16S rDNA序列上传至美国GenBank获得GenBank登记号。用 BLAST工具将各株菌的序列与基因数据库比对，选取9-10个同源性的序列（序
27
列最大相似性298%)在Mega 4.0软件用Clustal WJ：具按照最大同源性原则进 行多重序列比对，.然后将比对结果采用邻位连接法(Neighbour-Joining, NJ)建立 各个同源性序列系统进化树[62-64]，并用Bootstrap test和Interior branch test双检 验来验正系统发育树的可信度。依据建立的系统发育树和已有的生理生化性质来 推断各菌株的属种。对于可信度不高的发育树，釆用最大简约性法(Maximum Parsimony methods，MP)建立系统发育树来辅助判断。
3.1.2实验结果与讨论 3.1.2.1菌株筛选分离结果
从含聚污水中筛选分离出6株功能降解菌，分别命名为PAM-1、PAM-2、 PAM-3、PAM-4、PAM-5、PAM-6。按照3.1.1.2中的方法进行菌株的形态学 观察和生理生化性质测试，并按照3.1.1.4中的方法将分离的各单株菌富集培养 后提取DNA, 16Sr DNA PCR扩增后测序，6株菌的序列如附录1-1所示.D 3.1.2.2菌株生理生化测试及16SrDNA测序结果分析
PAM-1
PAM-1菌体为杆状，较为粗壮，在显微镜下观察菌体的大小为0.8〜 I.4拜><2.4〜4.〇拜，，短链状排列（图3_1-1);革兰氏染色呈阳性，有芽孢，有 鞭毛，培养30 h以上便可释放出卵圆形的孢子；在牛肉膏蛋白胨固体培养基表 面，菌体形成不透明的较大的圆形白色菌落，菌落干燥，边缘不规则、无晕环， 中间突起（图3-1-2);好氧，葡萄糖氧化发酵型，能水解淀粉和纤维素，，能以乙 酸钠、柠檬酸钠、乳酸钠等有机酸的钠盐为碳源，，甲基红实验、、明胶液化、接 触酶氧化、氧化酶、V-P实验呈阳性。
a ><5000b ><9000
图3-1-1描电镜拍摄的PAM-1的菌株形态
Fig. 3-1-1 The morphological characteristic photos of PAM-1 by scanning electron microscope
28
a固体培养基上的菌落b单菌落
图3-1-2 PAM-1的菌落形态 Fig.3-1-2 The colonial morphology of PAM-1
将测得的PAM-1的序列与在GenBank数据库中比对的最相近的序列用邻位 连接法构建系统进化树，结果如图3-1-3。由构建的系统发育树可得知PAM-1属 于芽抱杆菌属（及〇7+//似sp.)，且与及/c/7/"5•決strain 2PR56-10具有较
近的亲缘关系。
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
图3-1-3邻位连接法建立的PAM-l同源性序列系统进化树 图 3-1-3 Hie homology sequence system evolutionary tree of PAM-1 by NJ method
PAM-2
PAM-2菌体为杆状，较为粗壮，在显微镜下观察菌体的大小为0.8〜 1.4阿><2.4〜4.3网，短链状排列（图3-1_4);荜兰氏染色墨阳性，有芽孢，有鞭 毛，培养36h以上便可释放出卵圆形的孢子；在牛肉膏蛋白胨固体培养基表面， 菌体形成不透明的较大的圆形白色菌落，菌落干燥，边缘不规则、有晕环，中间 凹陷（图3-1-5);好氧，葡萄糖氧化发酵型，能水解淀粉和纤维素，能以乙酸钠、 柠檬酸钠、乳酸钠等有机酸的钠盐为碳源，甲基红实验、明胶液化、V-P实验、 氧化酶、接触酶氧化呈阳性。
a ><5000b ><9000
图3-1-4扫描电镜拍摄的PAM-2的菌株形态 Fig. 3-1-4 The morphological characteristic photos of PAM-2 by scanning electron microscope
30
a■体培养基上的菌落b单菌落
图3-1-5 PAM-2的菌落形态 Fig.3-1-5 The colonial morphology of PAM-2
将测得的PAM-2的序列与在GenBank数据库中比对的最相近的序列用邻位 连接法构建系统进化树，结果如图3-1-6。由构建的系统发育树可得知PAM-2属 于芽孢杆菌属但与其他菌株的亲缘关系较远_。
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
图3-1-6邻位连接法建立的PAM-2同源性序列系统进化树 图 3-1-6 The homology sequence system evolutionary tree of PAM-2 by NJ method
PAM-3
PAM-3,革竺氏染色呈阴性，无芽孢，有鞭毛，在显微镜下观察菌体的大小 为0.3〜0.5陣><〇.7〜1.〇拜，菌体细胞呈短杆状，单个、成对排列（图3_1_7)。
在牛肉膏蛋白胨固体培养基表面，菌体形成不透明的较小的白色菌落，菌落湿润， 边缘整齐（图3-1-8)。好氧，葡萄糖氧化发酵型，能水解淀粉和纤维素，能以乙 酸钠、柠檬酸钠、乳酸钠等有机酸的钠盐为碳源，甲基红实验、氧化酶、接触酶 氧化实验呈阳性，V-P、明胶液化实验M阴性。
a x5000b x9000
图3-1-7 ft描电镜拍摄的PAM-3的菌株形态 Fig. 3-1-7 The morphological characteristic photos of PAM-3 by scanning electron microscope
32
a固体培养基上的菌落b单菌落
图3-1-8 PAM-3的菌落形态 Fig.3-1-8 The colonial morphology of PAM-3
将测得的PAM-3的序列与在GenBank数据库中比对的最相近的序列用邻位 连接法构建系统进化树，结果如图3-1-9。由构建的系统发育树可得知PAM-3属 于苍白杆菌属（sp .)，并与数据库中已:有的菌株序列有很高的同源 性，两种检验结果表明其同源性的可信度都达到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
图3-1-9邻位连接法建立的PAM-3同源性序列系统进化树 图 3-1-9 The homology sequence system evolutionary tree of PAM-3 by NJ method
4) PAM-4
PAM-4菌体为短杆状或球状，在显微镜下观察菌体的大小为0.5〜 0.8阿><〇.8〜1.6阿，单个排列（图3-1-10);革'兰氏染色呈_性，无芽孢，无鞭 毛，在牛肉膏蛋白胨固体培养基表面，菌体形成较小的半透明圆形乳白色菌落， 菌落湿润，边缘规则、无晕环，中间突起（图3-1-11);好氧，能以乙酸钠、柠 檬酸钠、乳酸钠等有机酸的钠盐为碳源，能发酵葡萄糖，能水解淀粉和纤维素， 甲基红实验、氧化酶、V-P实验呈阴性，接触酶氧化、明胶液化实验呈阳性。
a ><5000b ><9000
图3-1-10扫描电镜拍摄的PAM-4的菌株形态 Fig. 3-1-10 The morphological characteristic photos of PAM-4 by scanning electron microscope
34
a固体培养基上的菌落b单菌落
图3-1-11 PAM-4的菌落形态 Fig.3-1-11 The colonial morphology of PAM-4 将测得的PAM-3的序列与在GenBank数据库中比对的最相近的序列用邻位 连接法构建系统进化树，结果如图3-1-9。由构建的系统发育树可得知PAM-4属 于不动杆菌属sp.),并与数据库中已:有的菌株序列有很高的同源 性，两种检验结果表明其同源性的可信度都达到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
图3-1-12邻位连接法建立的PAM-4同源性序列系统进化树 图 3-1-12 The homology sequence system evolutionary tree of PAM-4 by NJ method
5) PAM-5
PAM-5菌体为长杆状，在显微镜下观察菌体的大小为0.5〜0.7|imx2.4〜 4部m，排列为单个、成对或短链状（图3-1-13);革兰氏染色呈阳性，有芽孢， 芽孢形状为椭圆形，有鞭毛；在牛肉膏蛋白胨固体培养基表面，菌体形成不透明 的大的圆形暗黄色菌落，菌落干燥，边缘不规则、有晕环（图3-1-14);好氧， 葡萄糖氧化发酵型，能水解淀粉和纤维素，能以乙酸钠、柠檬酸钠、乳酸钠等有 机酸的钠盐为碳源，甲基红实验、明胶液化、接触酶氧化、氧化酶、V-P实验呈 阳性。
a ><5000b x9000
图3-1-13扫描电镜拍摄的PAM-5的菌株形态 Fig. 3-1-13 The morphological characteristic photos of PAM-5 by scanning electron microscope
36
图3-1-14 PAM-5的菌落形态 Fig.3-1-14 The colonial morphology of PAM-5 将测得的PAM-5的序列与在GenBank数据库中比对的最相近的序列用邻位 连接法构建系统进化树，结果如图3-1-15。由构建的系统发育树可得知PAM-5 属于芽孢杆菌属（J9ac///wsp.)，并与数据库中已有的菌株序列有较高的同源性。
-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固体培养基上的菌落b单菌落
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
图3-1-15邻位连接法建立的PAM-5同源性序列系统进化树 圈 3-1-15 The homology sequence system evolutionary tree of PAM-5 by NJ method
6) PAM-6
PAM-6菌体为杆状，在显微镜下观察菌体的大小为0.6〜0.8pm><l.4〜 1.9pm,，单个排列；革氏染色呈阳性，有芽孢，芽孢形状为圆形，有鞭毛；在 牛肉膏蛋白胨固体培养基表面，菌体形成较大的半透明的菱形暗黄色菌落，菌落 湿润，边缘不规则、无晕环，中间突起；好氧，葡萄糖氧化发酵型，能水解淀粉 和纤维素，能以乙酸钠、柠檬酸钠、乳酸钠等有机酸的钠盐为碳源，，甲基红实 验、、明胶液化、氧化酶、接触酶氧化呈阳性，V-P实验呈阴性。
a x5〇〇〇b x9000
图3-1-16扫描电镜拍摄的PAM-6的菌株形态 Fig. 3-1-16 The morphological characteristic photos of PAM-6 by scanning electron microscope
38
固体培养基上的菌落单菌落
图3-1-17 PAM-6的菌落形态 Fig.3-1-17 The colonial morphology of PAM-6
将测得的PAM-6的序列与在GenBank数据库中比对的最相近的序列用邻位 连接法构建系统进化树，结果如图3-1-18。由构建的系统发育树的两种检验结果 都表明PAM-6菌株与数据库中已有的菌株同源性较差，是一个新的种，采用用 最大简约性法构建系统进化树，结果表明PAM-6与价sp. BSi20511有较劲 的亲缘关系（可信度达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)
图3-1-18邻位连接法与最大简约性法建立的PAM-6同源性序列系统进化树 图 3-1-18 The homology sequence system evolutionary tree of PAM-1 by NJ method and MP
method
3.1.2.3菌株的种属鉴定结果
将获得序列上传至GenBank获得登记号如表3-1-1所示。
表3-1-1各菌株的GenBank登记号 Table 3-1-1 GenBank accession numbers of the six strains
菌株GenBank登记号
PAM-1JN713900
PAM-2JN713901
PAM-3JN713902
PAM-4JN713903
40
PAM-5JN713904
PAM-6JN713905
将6株菌用邻位连接法（Bootstrap test)构建系统进化树，结果如图3-1-19。 由构建的系统发育树可得知PAM-1、PAM-2、PAM-5具有较近的亲缘关系，其 中PAM-2、PAM-5的亲缘关系最近，PAM-6与其他5株菌的亲缘关系最远。
78 PAM-2 98 PAM-5 PAM-1 —PAM-4 PAM-3 PAM-6
图3-1-19邻位连接法建立的6株菌的同源性序列系统进化树（Bootstrap test)
图 3-1-19 The homology sequence system evolutionary tree of the six strains by NJ method
(Bootstrap test)
结合菌株的形态学观察、生理生化性质测定、16SrDNA测序及各个菌株的 同源性分析结果，将6株菌鉴定和命名如(表3-1-2)所示。
表3-1-2各菌株的种属及命名 Table 3-1-2 The species and names of the six strains
菌株种属命名
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株菌的生长特性研究
3.2.1实验方法
3.2.1.1菌株悬浊液的制备
将筛选出的6株菌在富集培养基中35°C，160 rmiiT1条件下培养24h后，用 冷冻离心机在离心力lOOOOxg、离心时间15min、离心温度4°C条件下离心获得 菌体，然后用无菌水洗涤3次，将获得菌体各自用无菌水配制菌悬浊液，调节悬 浊液的吸光度OD6QQ值为0.4 (菌浓大约为H^celhm!/1)，4°C冷藏待用[118]。
41
3.2.1.2菌株生长曲线的绘制
将6株单菌悬浊液以相同的接种体积GmlMOOmU1)接入富集培养基中， 在35°C，leOrmiiT1条件下培养，每隔lh测定培养液的OD6(K)值，以OD_值 代表细菌的生物量。混合菌株（complex PAM series strains，简称PAM-C)接种
时以单菌0.5mL400mL_1体积接种，使接种总体积相同
模拟含聚污水培养基接种条件与培养条件和富集培养基相同，由于菌株生长 在模拟模拟含聚污水培养基中比在富集培养基中缓慢，因此每隔3h测定培养液 的细菌浓度（生长后期取样时间变长)，细菌浓度采用镜检法测定。
3.2.1.3聚丙烯酰胺和原油降解率的测定
聚丙烯酰胺的降解率用浓度指标评价。其降解率为对照空白溶液浓度与降解 后浓度差值除以对照空白浓度值。生物降解聚丙烯酰胺浓度的测定见2.2.1.1.
原油含量的测定采用紫外分光光度法（方法见2.2.1.2)，其降解率为对照空 白原油含量与降解后原油含量差值除以对照空白原油含量。
3.2.1.4生长条件优化
在研究各环境因素和生源条件对细菌生长的影响时，采用单因素单水平依次
考察。
3.2.2实验结果与讨论 3.2.2.1菌株在培养基中的生长
富集培养基
测定了 24 h内各菌株在富集培养基中的生长情况，培养液OD_值随时间 的变化曲线如图3-2-1所示。由图中可以看出，无论是单株菌还是混合菌，其生 长大约都在5 h左右进入对数生长期，15 h左右已达到生长稳定期。因此需将菌 株在富集培养基中培养15 h以上作为菌株转接培养的种子培养液，以保持菌株 的高活性。6株菌混合后在生长初期（6 h以前）其菌浓不是最高，而进入对数 生长期后，吸光度值迅速增大，菌浓高于其他单菌。这是由于在生长初期，混合 菌因需要适应新环境和构成稳定的菌群结构而出现的生长延滞，在此之后由于混 合菌的协同作用，混合菌生长加快，最终菌浓高于其他单菌。
42
6 4
8
a
6
a
4
a
2
a
o
d
sou^qjosqv
Time/h
图3-2-1菌株在富集培养基中的生长曲线 Fig.3-2-1 The growth line of the strains in enrichment medium
模拟污水培养基
PAM-1
qm.1130 / ssBiuoig
020406080100120140160
Time / h
测定了各菌株在模拟含聚污水培养基中的生长情况，细菌浓度随时间的变化 曲线如图3-2-1所示。由图中可以看出，菌株在模拟含聚污水培养基生长比富集 培养基中明显缓慢，生长延滞期较长（大约12 h)，24小时左右进入对数生长期， 60 h左右达到生长稳定期。这是由于细菌利用聚丙烯酰胺、原油作为营养源较为 困难，需要较长时间的适应期。与富集培养基中相似，混合菌由于协同作用进入 稳定期后菌浓高于其他单菌。
图3-2-2菌株在模拟含聚污水培养基中的生长曲线 Fig.3-2-2 The growth line of the strains in simulated oil wastewater containing HPAM
考察了 7d后各菌株与混合菌对聚丙烯酰胺、原油的降解情况，测定了聚丙
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，结果如图3-2-2所示。由图中可以看出，6株单菌中， PAM-4与PAM-5对聚丙烯酰胺、原油的降解率都比较高。混合菌PAM-C对聚 丙烯酰胺、原油的降解率比任何一株单菌的降解率都高，可达46.1%和47.5%。 这是由于6株菌筛选自同一含聚污水中，短时间内便可形成稳定的群落结构，表 现出较明显的协同作用。
图3-2-3菌株对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
由于混合菌群在难降解有机物（聚丙烯酰胺及原油）比单菌更有效，所以将 混合菌PAM-C作为以下研究工作的对象。
3.2.2.2生长条件的优化
考察了主要的影响因素（pH、温度、盐度）和营养源条件（氮源、磷源、 微量元素）对混合菌生长的影响。
pH
一般认为，pH对微生物生长的影响主要是在以下两个方面。第一是对微生 物自身活性的影响。pH改变可使蛋白质、核酸等生物大分子自身所带电荷改变， 从而会直接影响酶的活性，引起细胞本身功能的改变，最终影响对营养物质的吸 收。第二是可被微生物利用的物质本身有一个合适可吸收的pH范围，过高或过 低都可能会增大该物质对微生物的毒性[119a2()]。因此，探究pH对微生物的影响 既可以考察微生物对于环境的适应能力，又可以确定有机物可被微生物利用的有 效pH范围。
考虑到后续实验需将Fenton氧化与生物降解联用（由文献得知Fenton氧化 需在较强的酸性环境下才具备较高的氧化效率[84_92])以及部分聚合物驱后污水 pH值较高（三元驱后污水pH可达9.6)设定了以下pH梯度。用ImoKL/1的盐
44
0/〇/-0 9P20 JO P^YJHJO-^hco-BPBJ0000
rT^.IIS'OI / ssm203
PH
酸溶液和lmohl；1的NaOH溶液调节模拟含聚污水的pH值为3、4、5、6、7、 8、9、10，将混合菌悬浊液按照3 mllOOmU1接种量接种后，在振荡器转速为 160 rmin'温度为35°C条件下培养7 d后测定对聚丙烯酰胺和原油的降解率， 同时测定混合菌菌浓。结果如图3-2-4所示。pH对混合菌的影响较大，当pH低 至3时，生物活性受到抑制（菌浓为106 cellmU1数量级），对聚丙烯酰胺和原 油的降解率较低，当pH高至10时也出现同样的情况。说明混合菌不能耐受强 的酸性或碱性环境。而在pH5〜9范围内可维持对聚丙烯酰胺、原油的较高降解 率（均高于20%)及较高的菌浓数量级），且混合菌在中性偏碱性 环境下（pH 7〜8)生长最好，此pH值范围正是它们原始的生长环境——油田水 的pH值范围，与文献结果类似[39ai8]。
图3-2-4 pH值对混合菌生长的影哬 Fig. 3-2-4 The effect of different media pH on PAM-C growth
温度
温度是影响微生物酶活性的另一个重要因素，直接影响有机物降解速率和效 率，温度过高会使蛋白质变性从而使功能性酶失活，温度过低会降低酶的活性， 进而降低有机物的降解速率和效率[121]。
考虑到实际现场中含聚污水采出温度在50〜60°C，经过油水分离进入污水处 理系统时温度仍可达45〜55°C，因此设定考察温度梯度为20、25、30、35、40、 45、50、55°C。在模拟含聚污水培养基pH为7、振荡器转速为160 rmiiT1培养7 d后测定对聚丙烯酰胺、原油的降解率，同时测定混合菌菌浓，结果如图3-2-5 所示。由图中可以看出，在温度为30〜45°C时混合菌具有较高的菌浓（均高于 SxH^celhmU1)，对聚丙烯酰胺、原油具有较高的去除效率，降解率分别在35%、 30%以上。
45
■ Biomass
----------------
oooooooo-
87654321
0/〇/-0 9pnJ°JO P^YJHJO-^hco-BPBJ0000
/ ss目ojg
图3-2-5温度对混合菌生长的影响 Fig. 3-2-5 The effect of different media temperature on PAM-C growth
盐度
外在环境溶液的盐度是维持微生物细胞组织液与外界溶液渗透压力的平衡 器。在合适的盐度范围内，微生物通过自身的调节，可以维持自身细胞内外渗透 压力平衡，进而能正常的摄取营养和代谢产物。但如果盐度过高，超出了微生物 可调节的范围，微生物细胞就会失水，进而影响正常的生长代谢，直至死亡，而 盐度过低，微生物细胞就会吸水膨胀，同样会影响其生长[122]。
油田产出水的盐度较高，最高可达10 gO/1以上。为考察盐度对混合菌生长 的影响，用NaCl调节模拟含聚污水的盐度值为2.5、5、7.5、10、12.5、15 gl' 在pH为7.0,温度35°C、振荡器转速为160 rmif1培养7 d后测定对聚丙烯酰胺 和原油的降解率，同时测定混合菌菌浓，结果如图3-2-6所示。由图中可以看出， 在盐度为5〜12.5 g^L；1，盐度对细菌生长、聚丙烯酰胺与原油的去除影响不大， 盐度过高（12.5 gt1)或过低（2.5 gt1)时，混合菌生长和代谢受到抑制，且 盐度过高比过低影响显著。这与混合菌原始的生长环境有关，混合菌生长的油田 7K的盐度为10 g_L_1左右，盐度过高影响蛋白质的活性对微生物细胞的毒性加大， 因此对微生物的影响更为明显[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
图3-2-6盐度对混合菌生长的影响 Fig. 3-2-6 The effect of different media salinity on PAM-C growth
氧含量
氧含量对微生物生长有重要作用，无氧条件下可抑制好氧菌的生长，有氧条 件下可抑制厌氧菌的生长，而兼性菌在有氧或无氧条件下均能生长。由于混合菌 是在有氧条件下筛选出的，所以为好氧菌。不同环境中微生物生长代谢都有一定 适宜的溶解氧含量[123]，需考察微生物对氧气的需求量。通过控制振荡器转速来 控制模拟含聚污水初始溶解氧含量（DO)为2 (56rmin_1)、4 (118rmin_1)、6 (155rmin_1)、8 (193rmin_1)mg_L_1接种混合菌，同时静止培养混合菌作对照， 在pH为7.0,温度35°C培养7 d后测定对聚丙烯酰胺、原油的降解率，同时测 定混合菌菌浓，结果如图3-2-7所示。在氧含量4 mg，!/1便可满足混合菌生长代 谢的需求。因此可根据需求，选择混合菌生长溶解氧值为4-6 mg^L；1。
温度为35°C时，模拟含聚污水饱和溶解氧含量为8.04 mgU1。接种混合菌后， 密闭培养4 h内溶解氧含量降至OmgO/1。由图3-2-7所示，无氧条件下，混合 菌仍可对聚丙烯酰胺和原油有一定程度的降解，且7 d后菌浓仍可达0.6X107 celbmU1，平板涂布表明6株菌均存活，说明混合菌可在厌氧条件下生长，为兼 性厌氧菌群。
47
Dissolved oxygen content /mg.L/
图3-2-7氧含量对混合菌生长的影响 Fig. 3-2-7 The effect of different oxygen content in media on PAM-C growth
考察了营养源（氮源、磷源及微量元素）对微生物活性的影响。
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，但由于其较难被微 生物利用，所以采取外加氮源来保证微生物的在生长初期所需氮源提高生物量来 促进对聚丙烯酰胺和原油的降解。
选用几种代表性的氮源NaN03 (硝氮）、NH4C1 (氨氮）、NH4N03 (硝氨氮）、 蛋白胨（有机氮）考察对微生物生长和代谢的影响，4种氮源分别以0.2 gl；1的 用量分别加入模拟含聚污水培养基中，同时以无外加氮源的培养基作对比。培养 7 d后测定对聚丙烯酰胺和原油的降解率，同时测定混合菌菌浓，结果如图3-2-8 所示。外加氮源有效促进了微生物的生长，并提高了微生物对聚丙烯酰胺、原油 的降解率。其中NaN03 (硝氮）效果最好，而且硝酸盐可有效抑制有害菌一 硫酸盐还原菌的生长[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
图3-2-8不同氮源对混合菌生长的影响 Fig. 3-2-8 The effect of different nitrogen source on PAM-C growth 考察了 NaN03的用量对微生物降解聚丙烯酰胺、原油的影响（图3-2-9)。 由图中可以看出，当聚丙烯酰胺浓度为500 mg，!；1、原油浓度为500 mg，!；1时， 0.2 g^L；1 NaN03的用量就可以满足降解的需求。
图3-2-9 NaN03的用量对混合菌降解的影响 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时需要消耗大量的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
图3-2-10不同磷源对混合菌生长的影响
K2HP〇4-NaH2P〇4 ( C〇K2HP04:C〇NaH2P04=l: 1 )七种不冋组合憐源对微生物生长代谢 的影响，同时以未加磷源的培养基作为对比。在模拟含聚污水培养基中各磷源都 以lg^L/1的用量加入。培养7 d后测定对聚丙烯酰胺、原油的降解率，同时测定 混合菌菌浓，结果如图3-2-10所示。各组合磷源对细菌生长、聚丙烯酰胺与原 油的去除促进作用略高于单一磷源，这是由于组合磷源形成缓冲体系可维持培养 基的pH值稳定，有利用细菌的生长代谢。由于三种组合磷源效果没有很大差别， 所以选用K2HP04-NaH2P04,这样既可以满足细菌对K的需求，又可以节约成本 (Na盐价格低于K盐）。
Fig. 3-2-10 The effect of different phosphorous source on PAM-C growth 考察了 K2HP04-NaH2P04的用量对微生物降解聚丙烯酰胺和原油的影响（图
2-11)。由图中可以看出，当聚丙烯酰胺浓度为500 mgO/1、原油浓度为500 mg-I；1时，1 gO/1 K2HP04-NaH2P04的用量就可以满足降解的需求。
50
3 2 2
0/°'/ 9SJ UOIsPBJ°°9Q
K2HP〇4&NaH2P〇4 dose / g-L"1
图3-2-11磷源用量对混合菌生长的影响 Fig. 3-2-11 The effect of different phosphorous content on PAM-C growth
微量兀素
微量元素对细菌的生长代谢有重要的作用。但过量的微量元素却会抑制微生 物的生长[44]。由于本论文拟采用采用Fenton氧化和生物降解联用处理含聚污水， Fenton氧化处理后会溶液中会残余一定量的Fe3+、Mn2+ (具体见5.1.1)，因此需 考察了 Fe3+和Mn2+的用量对微生物生长的影响。添加了不同浓度梯度的Fe3+和 Mn2+ (0、0.005、0.01、0.1、1 gt1)模拟含聚污水培养基培养培养7 d后测定 对聚丙烯酰胺和原油的降解率，同时测定混合菌菌浓，结果见图3-2-12和图 3-2-13。由图中可以看出，微量的Fe3+、Mn2+ (浓度切.01 gO/1)可促进微生物 的生长代谢，但当Fe3+浓度达到1 gO/1、Mn2+浓度达到0.1 g^L；1时表现出对微生 物生长的明显抑制。由于Fenton氧化处理后残余Fe3+ (约0.51mg_L_1)和Mn2+ (约0.07 mg，!；1)的量远小于0.01 g^L；1，所以不会对微生物的生长产生抑制作 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
图3-2-12铁对混合菌生长的影响 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
图3-2-13锰对混合菌生长的影响 Fig. 3-2-13The effect of different manganese content on PAM-C growth
3.3本章小结
从含聚污水中筛选分离出6株聚合物降解菌，分别命名为PAM-1、PAM -2、PAM-3、PAM-4、PAM-5及PAM-6。通过形态学观察和生理生化性质测试 及16SrDNAPCR扩增后测序结果表明PAM-1、PAM-2、PAM-5及PAM-6属于 芽孢杆菌属，PAM-3属于苍白杆菌属，PAM-4属于不动杆菌属；将6株菌分别
52
命名为及/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株菌在富集培养基、模拟含聚污水培养基中的生长特性，并测 定了 6株菌及混合菌对聚丙烯酰胺及原油的降解率，结果表明混合菌具有协同作 用对聚丙烯酰胺及原油的降解率可达46.1%和47.5%，高于单株菌。
考察了环境条件（pH、温度、盐度、氧含量）对微生物生长的影响。结 果表明，微生物在pH 5〜9、温度30〜45°C、盐度5〜12.5 gt1、氧含量4〜6 mg-I/1 生长较好，并对聚丙烯酰胺与原油具有较高的去除率；
考察了生源条件（氮源、磷源、微量元素）对微生物生长的影响。结果 表明NaN03 (硝氮）为最佳氮源、K2HP04-NaH2P04为最佳磷源，当聚丙烯酰胺 浓度为500 mg，!；1、原油浓度为300 mg，!；1时，氮源和磷源的适宜用量为：NaN03 0.2 g.L1，K2HP04-NaH2P04 1 g.L1。。
微量的Fe3+和Mn2+ (浓度切.01 gU1)可促进微生物的生长代谢，但当 Fe3+浓度达到1 gl'Miih浓度达到0.1 gt时表现出对微生物生长的明显抑制。
优化后的模拟含聚污水培养基的配方为：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混合菌对含聚污水的降解特性研究
已有文献对原油微生物降解的机理及代谢途径做了大量深入的探讨，并有文 献综述了研究者的成果[1&126]，而对于聚丙烯酰胺的生物降解代谢途径及机理的 研究却处于初步阶段，本章节着重探讨了混合菌对聚丙烯酰胺的降解特性及代谢 机理，考察了在聚丙烯酰胺、原油并存的条件下对生物降解聚丙烯酰胺/原油的 影响，并探讨了混合菌对含聚污水的降解。
4.1混合菌对聚丙烯酰胺的降解
4.1.1实验方法
4.1.1.1混合菌降解动态曲线绘制
将混合菌接入聚丙烯酰胺培养基（模拟含聚污水培养基去掉原油）中，在温 度35°C、振荡器转速为leOrmiiT1条件下培养，每隔12h测定一次聚丙烯酰胺 的浓度，考察聚丙烯酰胺浓度随时间的变化，并测定溶液pH、菌浓的变化。
4.1.1.2混合菌降解聚丙烯酰胺的红外光谱与飞行时间质谱分析
将灭菌后的聚丙烯酰胺培养基（模拟含聚污水培养基去掉原油、酵母浸粉） 接入混合菌，在温度35°C、振荡器转速为160 rmiiT1培养7 d后连同参照空白， 按照2.2.1.1的方法制备红外光谱测定样品与飞行时间质谱样品。测定生物降解 前后聚丙烯酰胺的红外光谱图及飞行时间质谱，探讨生物降解前后的变化。
4.1.2结果与讨论
4.1.2.1混合菌降解聚丙烯酰胺的动态曲线
测定了聚丙烯酰胺培养基生物降解7 d内聚丙烯酰胺浓度、pH、混合菌菌浓 的变化，如图4-1-1所示。由图4-1-1可以看出混合菌对聚丙烯酰胺的降解主要 集中在2-4 d内，且混合菌菌浓在第4 d时已基本达到稳定。而pH在初始阶段1 d内有一个大的降低，这可能是由于聚丙烯酰胺被降解时，酰胺基先被利用，酰 胺基转化成羧基使溶液pH降低，然后由于聚丙烯酰胺主链被作为碳源利用产生 碱性物质及在降解初期产生的羧基因脱羧作用被脱去使溶液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
图4-1-1混合菌对聚丙烯酰胺降解及生长动态 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机物时，通常采用Michaelis-Menten方程（又称米 氏方程）来描述其酶生化反应的动力学[127'128]。在Michaelis-Menten方程中，特 定有机物的生物降解速度与其浓度之间的关系式表示为：
v为该有机物的降解速度，S为该有机物被作为底物被降解时的浓度，为该 有机物的最大降解速度。Km为米氏常数，其物理意义为有机物降解速度（v0达 到l/2vw时的底物浓度（即Km=[S])。Km与vw均为动力学系数。
根据微生物对不同有机物的降解能力，可做以下近似：
当Km«S时，有机物的降解速度受最大降解速度控制[128]，与有机物 的浓度无关，v = vmax，则
v == v(4-2)
max
at
整理可得：
X = A：。+ a(4-3 )
式中，S为该有机物被作为底物被降解时的浓度，知为零级降解动力学降解速率
常数，a为常数。
该有机物的降解过程符合零级降解动力学，此时微生物被有机物所饱和，增 加有机物物浓度对降解速度无影响[127]。
当Km时，有机物的降解速度受有机物的浓度S控制，与最大降解速度
55
^ J K'J
整理可得:
dSS
:i=vS,
In 5* = kxt + b
(4-4)
(4-5)
Km
式中，S为该有机物被作为底物被降解时的浓度，知为一级降解动力学降解速率 常数，b为常数。
根据图4-1-1中生物降解过程中聚丙烯酰胺浓度随时间的变化数据，按照公 式4-5作图拟合，结果见图4-1-2。由图4-1-2可得，In S=-0.1042什6.1812 (R2=0.9624)。因此，聚丙烯酰胺的降解过程可用一级动力学模型来表示。
图4-1-2聚丙烯酰胺生物降解动力学拟合曲线 Fig. 4-1-2 The dynamic fitting cun^e of HPAM biodegradation
将生物降解后的聚丙烯酰胺培养基及对照空白用锇酸一戊二醛固定后，然 后酒精梯度脱水、液体二氧化碳临界点干燥后用扫描电镜拍摄聚丙烯酰胺表面形 态照片，如图4-1-3所示。
56
a未生物降解的聚丙烯酿胺b生物降解后的聚丙烯酰胺（含混合菌)
(HPAM before biodegradation)(HPAMafter biodegradation，containing PAM-C )
图4-1-3生物降解前后的聚丙烯醜胺形态
Fig. 4-1-3 The Scanning electron micrographs of HPAM samples before and after biodegradation
图可以看出生物作用后聚丙烯酰胺与对照空白相比，稳定的空间结构 变得支离破碎，被混合菌及其代谢产物包围，生物作用显著。
4.1.2.2聚丙烯酰胺生物降解机理探讨
生物降解样品的红外分析
测定了生物降解后聚丙烯酰胺样品及其对照空白的红外光谱图，如图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聚丙烯酰胺对照空白的红外光谱图 The FT-IR spectrum of HPAM control
57
b聚丙烯酰胺生物降解后样品的红外光谱图 The FT-IR spectrum of HPAM after biodegradation 图4-1-4聚丙烯酰胺生物降解前后的红外光谱变化 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后的红外谱图（图4-1-4)可以看出，由于细菌对 聚丙烯酰胺只是部分利用（降解率小于50%)，聚丙烯酰胺的中酰胺基的特征吸 收双峰（3433.17、3259.56 cm—1) [129]在生物降解后仍然存在（3434.17、3260.43 cm，。在指纹区，未降解的聚丙烯酰胺中很明显的吸收峰904.57 0^在降解后 相对强度明显降低，904.57cm_1为-CR=CH-中C-H面弯曲振动峰[129]，吸收峰的 强度降低说明-CR=CH-含量降低，即聚丙烯酰胺主碳链被部分降解。
混合菌在降解聚丙烯酰胺的过程中出现了白色絮状物，收集这些白色絮状物 测定了其红外光谱图，结果见图4-1-5.由于存在聚丙烯酰胺酰胺基的C=0特征 吸收峰（1650.61 cnT1)，说明这些白色絮状物中吸附有部分降解后的聚丙烯酰胺。 而由出现在1063.65 cm—1 (不饱和醇类的-C-0伸缩振动峰）、618.35 cm—1 (-OCH 的C-H弯曲振动峰）附近强烈的吸收峰，出现的1436.95 cm_1 (-CH3中的C-H 的弯曲振动峰）、1379.04 cm—1 (-CH3中的C-H的弯曲振动峰）、2900.43 (-CH2- 的伸缩振动峰）cm_1[129]表明代谢产物可能含有为不饱和的醇类物质。
58
图4-1-5生物降解过程中代谢产物的红外光谱图 Fig. 4-1-5 The FT-IR spectrum of metabolin during HPAM biodegradation
2)降解前后的飞行时间质谱分析
对生物降解前后的聚丙烯酰胺样品进行了飞行时间质谱分析，结果见附录 2.1。由附录2.1.1可以看出聚丙烯酰胺生物降解后与生物降解前的色谱有明显的 差别，生物降解前在1.0 (主峰)、1.1、1.5、1.7min出现峰值，这是由于聚丙烯 酰胺样品中含有不同聚合度的聚丙烯酰胺组分造成的，而生物降解后只在1.3(主 峰)、1.7 min出现峰值，说明其组分发生较大改变。
由于聚丙烯酰胺的超大分子量，聚丙烯酰胺的飞行时间质谱谱图中不会有分 子离子峰，主要为碎片离子峰。出现的主要的碎片离子峰为344.87、388.96、 474.83、362.92、430.91、566.89、441.29、349.18、634.87、702.86、770.85、838.84。 由于聚丙烯酰胺本身即为不同聚合度的聚丙烯酰胺组分组成的混合物，另外其含 有的酰胺基、羧基会发生麦氏重排或a裂解，生成的碎片离子峰种类较多，很难 定性。根据各离子峰的质荷比之间的差别，将出现的离子峰分为以下几组（表
1-1)。
59
表4-1-1聚丙烯酰胺的主要离子峰
表 4-1-1 The main quasimolecular ions of HPAM
主要的离子峰差值差值可能的基团
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无相关性
注：基团中的两个空余单键，一个接H，一个接R (代表有机分子主链）。
由表4-1-6可以看出，有相关性的离子峰最多的一组为两两差值为68的一
同系物片段。
HX C=C CHO
基团应该是由于聚丙烯酰胺的聚合单元
H H
H H
C——C
| I
H 〇=〇
6H
-C—C-
t=o
I
NH
2在离子化的过程中发生重排反应的产物[13'
0
另外一组，388.96离子峰比344.87离子峰多一个
C 0
基团。
组，可将它们认为是与362.92或634.87离子峰多了 H3e^C = e^eHC)基团的
生物降解后的飞行时间质谱中出现的碎片离子峰明显增多，主要的离子峰如 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。
由于生物降解利用后的聚丙烯酰胺成分更为复杂，这些离子峰不但可能是聚 丙烯酰胺的低聚产物的碎片离子峰，也可能是因生物降解代谢生成新的低分子产 物的分子离子峰。根据各离子峰的质荷比之间的差别，将出现的离子峰分为以下 几组（表4-1-2)。
60
表4-1-2聚丙烯酰胺生物降解样品生成的主要离子峰 ^4-1-2 The main quasimolecular ions of HP AM after biodegradation
主要的离子峰差值差值可能的基团
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：括号中的离子峰值在别的分组中已出现。*此括号中的离子峰值为表4-1-6中的值。基 团中的两个空余单键，一个接H, —个接R (代表有机分子主链）。
由表4-1-7中分子离子峰的质荷比的差值及可能的基团，可将生物降解后的
聚丙烯酰胺的产物分为4大类。最多的一类是含有H3C：^e^e^eHC)的同系
物，与为降解前的聚丙烯酰胺的产生的最多的离子峰具有相同的官能团，为同一 大类离子峰，但在这些离子峰中，生物降解后产生的离子峰与生物降解前的相比 无任何相同的离子峰，且离子峰明显多于生物降解前，这可能是由生物降解对聚 丙烯酰胺主链的断裂后的低聚产物产生的离子峰；第二大类是比离子峰610.84
^OHC C—C—C〇〇H基团的同系物离子峰；第三类是比离子峰294.93多
基团的同系物，产生此类离子峰的物质是生物代谢过程发生重
排反应生成的含苯环类物质[m];最后一类是750.78与1258.64离子峰，分别比
61
第-大类中的 666.82、1174.68 多 H3C — C — C—C〇〇H 基团。
与生物降解前的离子峰比较发现，生物降解后的第一大类离子峰中394.87 与462.86，离子质量分别比生物降解前的离子峰362.92、430.91多32，可能是
多了 =OMH2基团。
已有的文献[62'131]仅利用气质联用（GC-MS)对聚丙烯酰胺降解后的可被气 化的小分子产物进行分析，且只给出了产物推测结果，无具体离子峰的分析可供 参考，因此，很难根据文献进行具体离子峰的推测。将生物降解前后的所有的离 子峰提交至质谱数据库（http://www.massbank.jp)比对，均无合适的比对结果。
聚丙烯酰胺生物降解机理探讨
根据以上实验结果及已有文献[4(" 47 81' 82]的基础上推断在有氧条件下聚丙烯 酰胺生物降解机理。混合菌对聚丙烯酰胺的降解可能采用的是类Fenton反应机 理[132]。微生物对于长分子链的聚合物的降解利用一般是从端基进行的[54]。首先 在脂肪酸氧化酶的作用下利用分子氧（〇2)将聚丙烯酰胺长分子链的端基氧化 [133]，获得碳源与能量，并产生H202。H202在特定方式催化下产生_OH。_OH的 产生可能是由以下两种途径进行的，一种是H202在微量过渡金属元素Fe3+、Mn2+ 等的催化下产生（Haber-Weiss反应）[134]，另一种是在上述初始阶段氧化过程中 产生的中间产物与H202作用产生。无金属离子参与的H202产生_OH的方式已由 朱本占等[135_137]研究证实存在。结合1.4.2中推断的Fenton反应的机理，生物氧 化聚丙烯酰胺长分子链的聚丙烯酰胺的过程可能如下：
端基氧化：先是在酰胺水解酶的作用下使酰胺基变成羧基[2&&39]，然后 发生羧酸的a氧化[138]或0氧化[139]。由于a氧化需要H202的参与[133]，因此在降 解初期较为困难。根据本实验室检测已有检测数据：500 mgU1的聚丙烯酰胺生 物降解后产生乙酸含量可达29 mg*L_1[1'可以推断降解初期聚合物的端基羧酸 氧化主要是发生的P氧化，产生乙酸分子。此过程如（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)
羟基自由基（_〇H)的产生：聚丙烯酰胺端基氧化后产物为少两个（或一 个）碳的聚合物、乙酸（或C02)，并伴随有分―产生。众―会立即发生如下反应
62
产生H202,然后是在Fe3+等过渡金属离子或中间产物作用下产生_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)
聚合物长链的羟基自由基氧化：产生的_〇H与聚合物长链会发生如1.4.2 中(1_4)〜（1-9)所描述的自由基氧化反应。
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)
此自由基氧化过程由于自由基的产生量较少，且很容易发生自由基的淬灭， 因此在生物降解过程的_OH自由基氧化效率很低，聚丙烯酰胺降解过程相对于实 际的化学Fenton氧化过程要慢很多。在被_OH氧化后，聚丙烯酰胺长链变成低 分子片段，使微生物获得较容易利用的碳源，而由酰胺水解酶水解其酰胺基获得 可被利用的氮源，满足微生物的生长所需的营养。
4.2混合菌对原油的降解
4.2.1实验方法
4.2.1.1混合菌降解动态曲线绘制
将混合菌接入原油培养基（模拟含聚污水培养基去掉聚丙烯酰胺）中，在温 度35°C、振荡器转速为160 rmiif1条件下培养，每隔24 h测定一次原油的浓度， 考察原油浓度随时间的变化，并测定溶液pH的变化及菌浓。
4.2.1.2混合菌对原油生物降解的特性实验
将原油培养基（原油浓度为5 gl；1，为满足气相色谱测定的需求）接入混合 菌，在温度35°C、振荡器转速为160 rmiiT1培养7d后连同参照空白，按照2.2.1.2
63
的方法制备原油红外光谱测定样品、气相色谱测定样品。测定生物降解前后原油 的红外光谱图及气相色谱（GC-FID与GC-MS)，利用生物降解前后的各烃组分 变化，探讨混合菌降解原油的特性。
4.2.2结果与讨论
4.2.2.1混合菌降解原油的动态曲线
—■ — Crude oil —〇 — Biomass —◄— pH
320
300
280
q.sm /100 Hs9pm°
-IE.=S°I,/ ss—os
Time / d
7.2
-7.1
SI-
测定了原油培养基生物降解7 d内原油浓度、pH、混合菌菌浓的变化，如图 4-2-1所示。由图4-1-1可以看出混合菌对原油降解的7d内，原油浓度持续下降 且趋于缓和，混合菌菌浓在第5 d时趋于稳定，pH持续降低至5 d后趋于稳定， 这可能是由于原油被降解时，饱和烃被降解为短链有机酸（甲酸、乙酸等）[125] 使pH降低，而后由于部分有机酸被继续降解利用并且原油降解降解趋于缓和使 pH趋于稳定，并维持在弱酸性。
图4-2-1原油生物降解过程中的动态变化 Fig. 4-2-1 The crude oil biodegradation and the growing trends of PAM-C
根据图4-2-1中生物降解过程中原油浓度随时间的变化数据，按照公式4-5 作图拟合，结果见图 4-2-2。由图 4-1-2 可得，lnS=-0.0842什5.663 (R2=0.9752)。
因此，原油的降解过程也可用一级动力学模型来表示。
64
Time / d
图4-2-2原油生物降解动力学拟合曲线 Fig. 4-2-2 The dynamic fitting cun^e of crude oil biodegradation 4.2.2.2混合菌对原油生物降解的特性
降解前后的红外分析
对降解前后的原油样品进行了红外光谱分析，结果见图4-2-3。由图4-2-3 可以看出生物降解后的原油红外吸收峰与降解前的吸收峰有明显的区别，出现了 1654.52 cm_1的C=0吸收峰及3292.52 cm_1的0-H吸收峰。说明生物降解产物中 出现了可能含有C=0与0-H的物质。且在指纹去，降解后原油样品出现1034.70 cm_1吸收峰，说明有芳烃组分结构发生变化而产生的吸收峰[129]。
1〇51Crude oil
4000350030002500200015001000500
Wave number / cm1
a原油样品的红外光谱图 The FT-IR spectrum of crude oil control
65
b生物降解后原油样品的红外观谱图 The FT-IR spectrum of crude oil after biodegradation 图4-2-3生物降解对原油红外光谱的影响 Fig.4-2-3 The crude oil FT-IR spectra changes before and after biodegradation
降解前后的气相色谱分析
对生物降解前后的原油样品进行了 GC-FID及GC-MS分析，结果见图4-2-4。 由图4-2-4可以看出，生物降解后的烷烃与芳烃与生物降解前相比有较大程度的 降解，对烷烃降解率为33.2%，对芳烃降解率为38.6%。说明混合菌对芳烃的利 用率高于烷烃。而对于不同的烃组分呈现不同的特点。
对于中短链烷烃（C29及以前），生物降解明显，且随着烷烃链的增加，降 解率有下降趋势，这是由于随着烷烃链的增加对生物的毒性增大使其利用 率下降。对于C32以后的长链烷烃基本无降解。
Crude oil control
Crude oil after biodegradation
T 30000- U)
2 25000 20000-
〇
烷烃组分变化
66
对于结构相对较简单的芳烃萘、芴、二苯并噻吩及它们的烷基衍生物、菲具 有较局的降解，对于菲的焼基衍生物、屈及其焼基衍生物基本无降解。
300¬
280¬
260¬
240-
Crude oil control
Crude oil after biodegradation
b芳烃组分的变化The change of aromatics 图4-2-4原油生物降解前后的各烃组分变化 Fig.4-2-4 The change of hydrocarbons before and after biodegradation
4.3混合菌对原油与聚丙烯酰胺共存时的降解
The change of /^-alkanes
4.3.1实验方法
4.3.1.1原油与聚丙烯酰胺共存对各自生物降解的影响
将未添加原油的模拟含聚污水培养基为对照空白，改变模拟含聚污水培养基 中原油的用量（0.1、0.3、1、5、10 g^L；1)，接入混合菌在温度35°C、振荡器转 速为160 rmiiT1培养7 d测定其对聚丙烯酰胺的降解率及菌浓。
将未添加聚丙烯酰胺的模拟含聚污水培养基为对照空白，改变模拟含聚污水 培养基中聚丙烯酰胺的用量（0.1、0.5、1、1.5、2 gO/1)，接入混合菌在温度35°C、 振荡器转速为160 rmiiT1培养7 d测定其对原油的降解率及菌浓。
4.3.1.2模拟含聚污水中聚丙烯酰胺生物降解样品的红外色谱分析
将生物降解后的模拟含聚污水及其对照空白中的聚丙烯酰胺按照2.3.1.1的 方法制得聚丙烯酰胺红外样品，进行红外光谱扫描，表征原油存在对聚丙烯酰胺 降解的影响。
67
4.3.1.3模拟含聚污水生物降解样品中原油的气相色谱分析
将生物降解后的模拟含聚污水（原油用量5 gl；1，以满足气相色谱测定需求) 及其对照空白中的原油按照2.3.1.2的方法用正己烷萃取后利用GC-FID及 GC-MS测定各原油组分的变化。
4.3.2结果与讨论
4.3.2.1原油存在对聚丙烯酰胺生物降解的影响
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
考察了不同浓度原油的存在对微生物降解聚丙烯酰胺的影响，结果见图 4-3-1。由图4-3-1可以看出，随着原油浓度的增加，微生物对聚丙酰胺的利用率 先升高后降低。增加低浓度的原油有助于聚丙烯酰胺的降解，当原油浓度增加至 5 g-U1时，混合菌对聚丙烯酰胺的利用率与未添加原油的聚丙烯酰胺培养基基本 相平，当原油浓度增大至10 g^L/1时，混合菌对于聚丙烯酰胺的利用率反而低于 未添加原油的聚丙烯酰胺培养。这可能是由于在混合菌生长初期对长链大分子的 聚丙烯酰胺利用较为困难外，加适量的碳源（原油），混合菌会先以较容易利用 的直链烷烃为碳源进而在短期内提高混合菌菌浓、增加混合菌的活性，进而反过 来促进混合菌对聚丙烯酰胺的降解。而当原油的浓度增加到一定程度，较高浓度 的原油会对混合菌的毒性增大，从而使促进作用小于抑制作用，使混合菌对聚丙 烯酰胺的利用率下降。实际含聚污水中原油浓度一般不高于lgi'因此，含聚 污水中原油的存在会促进聚丙烯酰胺的生物降解。
图4-3-1原油存在对聚丙烯酰胺降解的影响 Fig. 4-3-1 The effect of crude oil on HPAM biodegradation
对有原油共存的聚丙烯酰胺生物降解后的样品进行红外光谱扫描，并与无原 油共存的聚丙烯酰胺生物降解后的样品为对照，结果见图4-3-2。由图4-3-2,可 以看出，有原油存在时聚丙烯酰胺生物降解后的样品与无原油共存的聚丙烯酰胺
68
生物降解后的样品出峰最大的不同在于1200〜800 cnr1区域，添加原油后生物降 解样品出现1157.23 cm-1、1116.73 cm-1、943..15 cm-1三个明显的峰，而无原油存
在的聚丙烯酰胺生物降解后的样品在此区域只出现了 1108.26 cnT1—个主峰。这 说明原油的存在不仅提高了聚丙烯酰胺的利用率，而且对其代谢产物组分有一定
影响。
a不含原油的聚丙烯酰胺生物降解的样品
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原油存在条件下聚丙烯酰胺生物降解的样品 The FT-IR spectrum of HPAM biodegradation sample without crude oil existing 图4-3-2原油对聚丙烯酰胺生物降解后红外谱图的影响 Fig. 4-3-2 The effect of crude oil on HPAM biodegradation in FT-IR spectra
69
4.3.2.2聚丙烯酰胺存在对原油生物降解的影响
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
考察了不同浓度原油的存在对微生物降解聚丙烯酰胺的影响，结果见图 4-3-3。由图4-3-3可以看出，与原油存在对聚丙烯酰胺的影响类似，在低浓度范 围内（0〜lgt1)，聚丙烯酰胺的存在对原油的生物降解起到促进作用，而当聚 丙烯酰胺浓度高于1 gU1时，较高浓度的聚丙烯酰胺的存在对原油的降解起到抑 制作用。一般认为，由于原油的溶解度很小，原油的生物降解主要发生在油水界 面，限制了微生物对原油利用能力，而在低浓度聚丙烯酰胺存在时，由于聚丙烯 酰胺对原油的增溶、乳化、分散作用，使更多的原油变为小油滴、水包油微乳液 进入水体，不但增大了原油的溶解度且增大了微生物与原油的接触面，使微生物 更容易摄取利用原油，提高了原油的利用率。而当聚丙烯酰胺浓度增大时，聚丙 烯酰胺的毒性作用迅速显现，抑制了微生物的活性，使原油利用率下降。
图4-3-3聚丙烯酰胺存在对原油降解的影响 Fig. 4-3-3 The effect of HPAM on crude oil biodegradation
由于原油组分复杂程度远高于聚丙烯酰胺，且各组分的结构差别很大，微小 的变化难以在红外谱图中体现，因此采用气相色谱手段以表征聚丙烯酰胺存在对 原油生物降解利用的影响。对有聚丙烯酰胺存在的原油生物降解后的样品进行气 相色谱分析（GC-FID及GC-MS)，并与无聚丙烯酰胺存在的原油生物降解后的 样品为对照，结果见图4-3-4。由图4-3-4可以看出，对于烷烃而言，聚丙烯酰胺 的存在对各链的烷烃降解都有促进作用（图4-3-4a)，这是由于聚丙烯酰胺的存 在增加了烷烃溶解性细菌更容易利用进而使降解率升高。而对于芳烃而言，聚丙 烯酰胺的存在促进了结构相对不是很复杂的芳烃（二苯并噻吩、芴及甲基芴）的 降解。这是由于结构相对简单的萘及烷基萘由于挥发性较强，在降解过程中挥发 起了较为显著的作用，而聚丙烯酰胺的存在使其溶解性增大，阻止了其挥发，使
70
其残余量相对升高;而对于菲等结构更复杂的芳烃，本来就很难被微生物利用率， 相对较为稳定，而由于二苯并噻吩、芴、甲基芴等组分的降解，使其相对含量升 高（图 4-3-4b)。
T30000.
§25000.
C20000-
o
o15000-
10000-
c
o5000.
Crude oil after biodegradation Crude oil after biodegradation (HPAM coexist)
|
a对烷烃组分的影响 The effect on /^-alkanes
Crude oil after biodegradation Crude oil after biodegradation (HPAM coexist)
b对芳烃组分的影响 The effect on aromatics
图4-3-4聚丙烯酰胺存在对原油生物降解的影响 Fig. 4-3-4 The effect of crude oil on HPAM biodegradation in GC analysis
在以上实验的基础上，对混合菌处理实际含聚污水进行了探讨。
71
4.4混合菌对含聚污水的降解
4.4.1实验方法
4.4.1.1含聚污水可生化性调整
由2.2.1.1可知含聚污水的氮磷含量偏低，需添加适量的氮磷营养源来改善 含聚污水的可生化性。按照COD: N: P=100:5:l的比例添加NaN03、 K2HP04-NaH2P〇4来进行含聚污水污水的可生化性调整，并添加0.05 g，!；1酵母浸 粉。调整后的含聚污水的BOD5为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含聚污水的处理及指标检测
将混合菌悬浊液按照3 ml^lOOmLy1接种量接种到可生化性调整后的含聚 污水，在振荡器转速为160 rmin'温度为35°C条件下培养7 d，并同时检测COD、 聚丙烯酰胺浓度、原油含量、悬浮固体含量、细菌总数以及硫酸盐还原菌菌含量。 4.4.2实验结果与讨论
4.4.2.1混合菌对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
测定了含聚污水在降解过程中COD、聚丙烯酰胺、原油浓度的变化（0d、 3d、7d)，结果如图4-4-1所示
图4-4-1混合菌对含聚污水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 通过7 d的降解，含聚污水的COD由1497 mgt1降低至654 mgt1，混合 菌对COD去除率可达56.3%，聚丙烯酰胺浓度由461 mg^L；1降低至211 mg^L；1， 聚丙烯酰胺的降解率可达54.2%，原油含量由219 rngt1降低至118 mg_L'原 油的去除率可达46.1%。但是由于残余聚丙烯酰胺、原油含量仍很高，而且存在
72
其他未降解有机物质，使含聚污水的COD值仍可达654 mg^L；1，与预期处理目 标（CODdOOmg.I；1)相差很大。
4.4.2.2混合菌对悬浮物的的去除
考察了混合菌对悬浮物的去除，结果见表4-4-1。由表4-4-1可知，混合菌 对悬浮物有一定去除作用，去除率可达50%左右。去除原因主要是有两个，一个 是利用了悬浮物种可被混合菌利用的有机组成部分，另一个是分泌的大分子的代 谢产物中黏附在悬浮物上使其絮凝沉降。而由于微生物自身代谢会产生一部分悬 浮物，所以对悬浮物的去除有限。
表4-4-1生物降解对含聚污水中悬浮物的去除
Table 44-1 The removal of SSs by biodegradation in oil wastewater containing HPAM
0d3d7d
悬浮物含量（mg*L_1)101士1347 士 953 士 7
a生物降解前含聚污水水样中的悬浮物的红外光谱图 The FI-IR spectrum of SS before biodegradation in oil wastewater containing HPAM
73
测定了生物降解前后水样中悬浮物的红外光谱图，结果见图4-4-2。由于悬 浮物中组分复杂，仅通过红外光谱图很难进行定性或定量分析，但可以通过比较 生物降解前后各吸收峰的强度、位置变化，在一定程度上反映生物降解的影响。 由图4-4-2可以看出，生物降解后悬浮物的吸收峰的变化与生物降解前的最大变 化是2850.34 cm' 2920.00 cm_1处吸收峰相对丰度在生物降解后锐减，这表明， 悬浮物中在生物降解前存在的某有机成分在生物作用后含量大幅减少导致吸收 峰丰度锐减，这也从另一个方面印证了生物降解对悬浮物的去除作用。而生物作 用后1250〜1750 cnT1区域的峰明显比生物作用前出峰变得更为繁杂，说明生物作 用后的悬浮物中增加了新的组分，这与细菌本身产生的代谢产物有关。
b生物降解后含聚污水水样中的悬浮物的红外光谱图 The FI-IR spectrum of SS after biodegradation in oil wastewater containing HPAM 图4-4-2生物降解前后含聚污水水样中的悬浮物的红外光谱图 Fig. 4-4-2 The FI-IR spectra of SS before and after biodegradation in oil wastewater containing HPAM 4.4.2.3混合菌对硫酸盐还原菌的的去除
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
考察了混合菌对硫酸盐还原菌的去除，结果见图4-4-3。由图4-4-3可知， 随着混合菌的生长，混合菌菌浓的增加，硫酸盐还原菌的含量逐渐减少，经过7 d的生长竞争与有氧抑制，硫酸盐还原菌含量由10000 celhmU1降至100 celhmU1 以下，对硫酸盐还原菌的的竞争去除率达99%以上。
图4-4-3混合菌生长对硫酸盐还原菌的去除 Fig. 4-4-4 The SRB removal during PAM-C growing process
74
4.5本章小结
对混合菌降解利用聚丙烯酰胺及原油的特性进行了探讨，利用发酵罐对混合 菌进行了小型发酵试验，考察了混合菌发酵过程中的动态变化，并探讨了混合菌 对含聚污水中指标物质的去除，得出了以下结论：
对混合菌降解聚丙烯酰胺的特性进行了分析，结果显示混合菌对聚丙烯 酰胺的降解过程可用一级动力学模型来表示；利用生物降解前后聚丙烯酰胺的红 外光谱图及飞行时间质谱得到的生物降解后的产物片段分析结果结合对混合菌 对聚丙烯酰胺生物降解特性，在已有文献的基础上，初步推断了聚丙烯酰胺的生 物降解机理：混合菌可能通过生物催化类Fenton反应将聚丙烯酰胺分解为可利 用的小分子片段作为碳源，利用酰胺水解酶水解聚丙烯酰胺的酰胺基获得可被利 用的氮源，进而促进自身的生长。
对混合菌降解原油的特性进行了分析，结果表明混合菌对原油的降解过 程也符合一级动力学模型；测定了生物降解前后的红外光谱图并对混合菌生物降 解过程中的原油各烃组分的变化进行了探讨，结果表明，混合菌对原油中的芳烃 利用率高于烷烃，且对不同的烃类的利用呈现不同特点。
考察了原油/聚丙烯酰胺共存对各自生物降解的影响。结果表明，在各自 较低含量范围内（原油0〜5 g_L'聚丙烯酰胺0〜0.5 g^L；1)，聚丙烯酰胺与原油 的共存可促进各自被生物利用的效率。
利用混合菌对含聚污水进行了降解。结果表明，通过7 d的降解，混合 菌对COD去除率可达56.3%，聚丙烯酰胺的降解率可达54.2%，原油的去除率 可达46.1%。但是由于残余聚丙烯酰胺、原油及其他物质的存在，含聚污水的 COD值仍然很高，与预期处理目标相差很大；混合菌对悬浮物有一定去除作用， 去除率可达50%左右，但由于微生物自身代谢会产生一部分悬浮物，所以对悬浮 物的去除有限。混合菌对硫酸盐还原菌具有很好去除作用，对硫酸盐还原菌竞争 去除率达99%以上。
75
5 Fenton氧化提高含聚污水可生化性的可行性分析
由于含聚污水的可生化性差，生物降解对含聚污水中的指标污染物（聚丙烯 酰胺、原油等）的去除效率较低。本章采用Fenton氧化手段来提高含聚污水的
可生化性。分析探讨含聚污水的Fenton氧化条件以及进行Fenton预氧化生
化联用的可行性。
在进行Fenton氧化时，做以下改进：调节pH所用硫酸代替常用的盐酸，一 可以在测定COD时减少C1离子的干扰，另外可以在实际应用时减少对设备的腐 蚀（Cr的腐蚀速率高于S〇42_)。pH调节中性终止反应时用CaO代替NaOH溶 液，一可以在调中性过程中生成的Fe(OH)3与CaS04共沉淀增加絮凝效果，并减 少反应后溶液中Fe3+的产生的颜色色度，二可以降低实际使用成本（CaO价格远 低于NaOH)。
Fenton氧化对含聚污水中主要指标物质的去除
5.1.1实验方法
Fenton氧化对聚丙烯酰胺的去除及条件优化
配制聚丙烯酰胺培养基（模拟含聚污水培养基去掉原油、酵母浸粉，本章无 特殊说明即为此培养基)，每次Fenton氧化的实验体积为100 mL，实验在恒温 水浴振荡器中进行。用1 mohl；1的硫酸溶液和1 mohl/1氢氧化钠调节溶液的pH 值满足实验所需pH值。加入定量的FeS04_7H20搅拌均匀后再逐滴加入定量的 H202震荡一定时间后，加入Mn02并用CaO调节pH至中性终止反应，离心后 后取上清液测定溶液的COD&值，计算聚丙烯酰胺的去除率。
Fenton氧化所用H202试剂为3%的双氧水溶液（30%的双氧水试剂稀释10 倍）。根据相关文献[84_87]，设定Fenton氧化聚丙烯酰胺培养基的初始条件为H202 5 mL.I；1、FeS04.7H20 500 mg.L-1、pH 3.0、温度 30°C、反应时间 30 min。对 Fenton 氧化聚丙烯酰胺的条件进行优化，采用单因素单水平实验，分别改变H202及 FeS04_7H20的用量、溶液的pH、反应温度、反应时间，考察各氧化条件对溶液 聚丙烯酰胺降解的影响。
Fenton氧化对原油的去除及条件优化
配制300 mgt1的原油培养基（模拟含聚污水培养基去掉聚丙烯酰胺、酵母 浸粉，本章无特殊说明即为此培养基)，每次Fenton氧化的实验体积同样为为100 mL，实验步骤与聚丙烯酰胺氧化相同。
按照公式2-2估算原油培养基的CODCr值约为1000 mg，!/1，因此设定Fenton 氧化原油培养基的H202用量为10 mL_L_1，而由于此氧化是发生在两相界面（油 /水）的氧化，氧化速率比水相中的要低[88]，因此设定初始氧化反应时间为lh，
76
其余条件与Fenton氧化聚丙烯酰胺初始条件相同，同样分别改变H202及 FeS04_7H20的用量、溶液的pH、反应温度、反应时间，测定原油含量的变化， 考察各氧化条件对原油去除的影响。
Fenton试剂对模拟含聚污水的氧化
配制模拟含聚污水（无酵母浸粉)，每次Fenton氧化模拟含聚污水的实验体 积仍为100 mL，在对Fenton分别氧化聚丙烯酰胺及原油的优化条件基础上着重 考察H202、FeS04_7H20用量对模拟含聚污水中二者的去除。并与各自的空白对 照考察原油/聚丙烯酰胺存在条件下，对Fenton试剂去除聚丙烯酰胺/原油的影响。
Fenton试剂对含聚污水的降解实验
在优化Fenton试剂氧化含聚污水的条件的基础上，考察Fenton试剂对实际 含聚污水的去除，测定含聚污水中COD、聚丙烯酰胺、原油、悬浮物、细菌总 数、硫酸盐还原菌含量的变化。
5.1.2结果与讨论
Fenton氧化对聚合物的去除
无机盐对Fenton氧化的影响
调节模拟含聚污水中的聚丙烯酰胺含量为100、500、1000、1500、2000 mgO/1， 考察Fenton氧化不同浓度的聚丙烯酰胺的降解率，同时对同时以100、300、500、 800、1000、2000 mg^L；1灭菌后的聚丙烯酰胺溶液作为空白对照，测定溶液的 COD、聚丙烯酰胺浓度，考察无机盐对Fenton氧化的影响。测定了 Fenton氧化 对不同聚丙烯酰胺含量的含聚污水及对照中聚丙烯酰胺去除，结果见图5-1-1。
由图5-1-1可以与纯聚丙烯酰胺溶液相比，看出无机盐对Fenton氧化去除溶 液中的聚丙烯酰胺的效果影响不显著，即无机盐的存在对水溶液中Fenton试剂 产生自由基及Fe2+催化氧化影响很小。
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
图5-1-1无机盐对Fenton氧化的影响 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、温度301：、反应时间30111丨11时考 察了不同H202用量对Fenton氧化降解聚丙烯酰胺的影响，结果见图5-1-2。由 图5-1-2可以看出，随着H202用量的增加，聚丙烯酰胺的降解率先增加后降低。 这可以从Fenton氧化作用机理方面解释H202用量的不同对聚丙烯酰胺降解效率 的影响。当溶液液中H202存在时，Fe2+也能对聚丙烯酰胺有一定程度的去除（去 除率可达15%以上），这是由于Fenton试剂的絮凝作用所致。在反应结束由酸 性调中性的过程中，Fe2+在溶液中溶解氧的存在下被迅速氧化Fe3+继而生成沉淀 Fe(OH)3, Fe(OH)3在沉淀过程中，聚丙烯酰胺被吸附共沉淀，从而达到被去除的 效果。在溶液中H202处于较低浓度范围（添加量为0〜5 mlrU1)时，随着随着 H202浓度增大，Fe2+与H202氧化生成的氧氢自由基（_OH)越来越多，与聚丙 烯酰胺引发的自由基反应也越来越多，进而使聚丙烯酰胺被降解，从而使聚丙烯 酰胺的去除效率也越来越高。而随着H202浓度越来越高，产生的氧氢自由基 (•OH)过多时，会与Fe2+发生自由基副反应生成Fe3+，Fe2+的浓度使催化效率 下降，而且H202浓度过高会发生自身分解反应进而消耗氧氢自由基（_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的用量即可满足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
图5-1-2 H202用量对聚丙烯酰胺去除率的影响。
Fig. 5-1-2 The effect of H2〇2 dosage on HPAM removal efficency 在压02用量5!1111/11113.0、温度3〇1：、反应时间3〇111丨11时考察了不同 FeS(V7H20用量对Fenton氧化降解聚丙烯酰胺的影响，结果见图5-1-3。由图
1-2可以看出，随着FeS(V7H20的用量增加，聚丙烯酰胺的去除率越来越大， 但当FeS04_7H20达到500 mg^L；1以后，随着FeS04_7H20再增加，对聚丙烯酰 胺的去除能力增加变缓。当FeS04_7H20用量500 mg，!/1即可满足Fe2+催化的所 需，而过多的FeS04_7H20只是增加了絮凝作用对聚丙烯酰胺的去除，不但会浪 费药剂，而且会使反应后溶液带有的色度加深，给后续处理带来麻烦。因此500 !^_!；46804_71120的用量即可满足催化与降解的需要。而当无Fe2+作催化剂时， 此时低浓度的H202对聚丙烯酰胺的去除率极低（低于5%)，这也印证了 Fe2+ 的存在可以极大的提高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
图5-1-3 FeS04_7H20的用量对聚丙烯酰胺去除率的影响 Fig. 5-1-3 The effect of FeS04-7H20 dosage on HPAM removal efficency
反应体系pH值
反应体系的pH对于Fenton氧化反应极为关键，直接影响了 H202的稳定性 与Fe2+的催化效率，因此在不同pH环境下Fenton试剂对有机物的去除效率有很 大不同。已有研究表明，pH3-5的可以使Fenton氧化具有较高的效率[84]。pH过 高，Fe2+转化为Fe3+，虽然Fe3+也可以催化H202,但催化效率远低于Fe2+，而且 H202在高pH环境下分解加速，当pH过低时，H202稳定性增加反而不利用氧氢 自由基的产生，且使Fe2+的催化效率降低；而且pH过低在实际应用中受限，不 仅需要大量的酸去维持低pH环境，还需要耐酸腐蚀的设备，增大了使用的成本。 在 H202 用量 SmL.L'FeSO^I^O 用量 SOOmg.I；1、温度 30°C、反应时间 30min 时考察了不同反应体系pH对Fenton氧化降解聚丙烯酰胺的影响，结果见图 5-1-4。由图5-1-4可以看出，pH为3时，Fenton氧化效率最高，对聚丙烯酰胺 的去除率可达73.5%。当pH3〜5时，Fenton氧化对聚丙烯酰胺的去除率均可达 60%以上，可根据实际需求，选择合适的反应体系pH。
80
2〇 H111111111
12345678910
pH
图5-1-4反应体系pH值对聚丙烯酰胺去除率的影响 Fig. 5-1-4 The effect of reaction system pH on HPAM removal efficency
反应温度及反应时间
在 H202 用量 5 mLO/1、FeS(V7H20 用量 500 mg-I；1、pH 3.0、反应时间 30
min时考察了不同反应体系温度对Fenton氧化降解聚丙烯酰胺的影响，结果见图 5-1-5。由图5-1-5可以看出，虽然温度会影响H202的稳定性及产生自由基的速 率[85]，但在设定的温度范围内（10〜60°C)，温度对于Fenton氧化效率的影响远 不如pH、H202及FeS04_7H20用量大。只有当温度较高时（50〜60°C)时，影响 稍微显著，而在20〜40°C范围内，温度对Fenton氧化效率的影响不明显，且对聚 丙烯酰胺的去除率均在70%以上。在实际应用中，根据实际情况选择合适的温度。
图5-1-5反应体系温度对聚丙烯酰胺去除率的影响 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、反应温度为
o/o/Gl^J UOJl^p^J^GQ
20
4060
Time / min
80
100
120
30°C时考察了不同反应体系时间对Fenton氧化降解聚丙烯酰胺的影响，结果见 图5-1-6。由图5-1-6可以看出，由于是自由基反应机理，Fenton氧化速率相当 快速，在反应的前15 min内聚丙烯酰胺的去除率即可达到稳定值，且前10 min 即完成了对聚丙烯酰胺去除率的90%以上。这与文献[1〜的研究在水溶液中 Fenton氧化反应主要集中在前10 min结论相符。15 min以后去除率变化不大。
-10-
图5-1-6反应时间对聚丙烯酰胺去除率的影响 Fig. 5-1-6 The effect of reaction time on HPAM removal efficency
Fenton氧化对原油的去除
由于是油水两相体系，Fenton氧化对于油的氧化主要集中在油水界面及溶 解、乳化于水中的那部分油，因此其氧化效率与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、温度30°C、反应时间1 h时考察了不同 FeS04_7H20用量对Fenton氧化降解原油的影响，结果见图5-1-7。由图5-1-7可 以看出，在FeS04_7H20用量较少的情况下（lOOrng^L；1)，即对原油有相对较高 的去除率，随着FeS(V7H20的用量增加，原油的去除率虽然有所增加，但增幅 不大，当FeS(V7H20超过500 mg^L；1，反应后FeS(V7H20产生的过多的Fe(OH)3 絮状物与原油粘附在一起，对测定产生影响，使测定误差变大。
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
图5-l-7FeS04々H20的用量对原油去除率的影响 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、温度30°C、反应时间lh时考察 了不同H202用量对Fenton氧化降解原油的影响，结果见图5-1-8。由图5-1-8可 以看出，与水溶性的聚丙烯酰胺不同的是，随着H202用量的增加，原油的去除 率先增加后趋于稳定，当H202用量为10 mlrU1，对原油的去除率可达28.9%， 而后随着双氧水用量H202用量大幅增加，但对于原油的去除率影响不大。
图5-1-8 H202用量对原油去除率的影响 Fig. 5-1-8 The effect of H2〇2 dosage on crude oil removal efficency
2)反应体系pH值、温度及反应时间
在 H202用量 lOmL.I/1、FeS04.7H20 用量 SOOmg.I/1、温度 30°C、反应时
83
5 0 5 0 5 2 2 11
0/°'/^UOJIBPBJM00
间1 h时考察了反应体系不同pH对Fenton氧化降解原油的影响，结果见图5-1-9。 由图5-1-9可以看出与Fenton氧化聚丙烯酰胺类似，反应pH对去除率影响很大， 随着体系pH升高，原油的去除效率下降明显。当体系pH在3-5时，Fenton氧 化对原油的去除率高于22%。
U -J I I I |1|' I ' I ' I ' I ' I ' I
12345678910
pH
图5-1-9反应体系pH值对原油去除率的影响 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、反应时间 1
h时考察了不同反应体系温度对Fenton氧化降解聚丙烯酰胺的影响，结果见图 5-1-10。由图5-1-10可以看出，在测定的温度范围内（10-60°C)，温度对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响也较小，与Fenton氧化聚丙烯酰胺类似。
图5-1-10反应体系温度对原油去除率的影响 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、反应温度为
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时考察了不同反应体系时间对Fenton氧化降解原油的影响，结果见图 5-1-11。由图5-1-11可以看出，由于是两相之间的反应，Fenton氧化只发生在油 水界面，氧化速率相比水溶性的聚丙烯酰胺要慢很多，经过大约40 min的氧化， Fenton试剂对原油的去除率趋于稳定，1 h的反应时间足以满足Fenton试剂对原 油的降解。
图5-1-11反应时间对原油去除率的影响 Fig. 5-1-9 The effect of reaction time on crude oil removal efficency
Fenton氧化对模拟含聚污水的降解
在基于聚丙烯酰胺与原油各自单一存在时Fenton试剂对二者的降解效果后， 考察了 Fenton试剂对二者共存条件下（模拟含聚污水中）对二者的去除。并以 原油单一存在氧化时的条件为模拟含聚污水氧化的初始条件。
Fenton氧化降解模拟含聚污水中条件优化
在FeS04_7H20用量SOOrngf1、pH3.0、温度30°C、反应时间lh时考察了 不同H202用量对Fenton氧化降解模拟含聚污水中聚丙烯酰胺与原油的影响，并 以二者单一存在时的去除效果为对照，结果见图5-1-12。由图5-1-12可以看出， 聚丙烯酰胺与原油共存时，随着H202浓度的增加，Fenton氧化对二者的去除效 率趋势与二者单一存在时基本吻合。但在H202浓度较低时（dOmlrU1)原油 存在的条件下，聚丙烯酰胺的去除效率比单一存在时稍有下降，当H202投加量 增加至15 mlrU1，基本达到单一存在时的去除效率。在二者共存下，Fenton氧 化对原油的去除效率随H202浓度的增加的变化趋势与聚丙烯酰胺类似。但在 H202浓度较高时（>10 mlrU1)，二者共存时对原油的去除率高于原油单一存 在时的去除率。这是由于Fenton氧化时聚丙烯酰胺的存在对原油存在增溶、乳 化作用，此作用增大了原油与Fenton试剂的接触面，进而促进了原油的降解。
85
由图5-1-12可以看出，当H202投加量增加至15 mL，!；1，Fenton氧化对二者都具
有较高的去除率，分别可达69.2%、33.2%，可以满足Fenton氧化的需求。
■ HPAM Fenton oxidation (Crude oil coexist)
图5-1-12双氧水用量对Fenton氧化模拟含聚污水的影响 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、温度30°C、反应时间1 h时考察了不同 FeS(V7H20用量对Fenton氧化降解模拟含聚污水中聚丙烯酰胺与原油的影响， 并以二者单一存在时的去除效果为对照，结果见图5-1-13。由图5-1-13可以看出， 聚丙烯酰胺，原油的共存时随着FeS(V7H20用量的增加，Fenton氧化对二者的 去除效率趋势也与二者单一存在时类似。但二者共存时聚丙烯酰胺的去除率低于 聚丙烯酰胺单一存在时的去除率。这部分的差值可能是由于Fenton氧化后的絮 凝效果不同引起的，由于原油的存在，聚丙烯酰胺的被吸附絮凝的量少于其单一 存在时，进而造成去除率稍低。而原油在聚丙烯酰胺存在时因其增溶作用的影响， Fenton氧化对其去除率高于原油单一存在时。当FeS04_7H20用量为700 mg-U1 时基本可以满足对模拟含聚污水降解的需求。
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
图5-1-13二价铁用量对Fenton氧化模拟含聚污水的影响 Fig. 5-1-13 The effect of Fe2+ dosage on degradation of simulated oil wastewater containing
HPAM
在压〇2用量15!111^1/1、？68〇4.7112〇用量 700 111§.1；1、温度301：、反应时
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
间1 h时考察了反应体系不同pH对Fenton氧化降解模拟含聚污水中聚丙烯酰胺 与原油的影响，并以二者单一存在时的去除效果为对照，结果见图5-1-14。由图 5-1-14可以看出，pH对二者共存时去除效率的影响与二者单一存在时类似。且 不同pH条件下，二者共存时对各自的影响与考察FeS(V7H20用量因素的结果 类似。
图5-1-14 pH对Fenton氧化模拟含聚污水的影响
Fig. 5-1-14 The effect of reaction system pH on degradation of simulated oil wastewater containing HPAM
87
由于设定反应温度对二者影响都不大，足够长的反应时间（1 h)足以满足 二者的去除效率，未对设定的反应温度与反应时间进行考察，二者共存时与单一 存在时的区别，根据实际情况，设定模拟含聚污水的反应温度为30°C，反应时 间为1 h。
不同原油含量对Fenton氧化去除聚丙烯酰胺的影响
固定模拟含聚污水中聚丙烯酰胺含量为500 mgU1，设定不同的原油含量 (0~2400 mg.I；1)，Fenton 氧化条件不变（H202 用量 15 mL.I；1、FeS04.7H20 用量VOOrngl1、温度30°C、pH3.0、反应时间lh)考察原油含量的变化对聚丙 烯酰胺去除的影响，结果见图5-1-15。由图5-1-15可以看出，随着原油浓度的增 大，原油影响聚丙烯酰胺去除的作用越显著，在现有的Fenton氧化条件下，合 适的原油浓度范围（0〜600 mgU1)，对聚丙烯酰胺氧化降解影响不大。
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
图5-1-15原油存在对Fenton氧化去除聚丙烯酰胺的影响 Fig. 5-1-15 The effect of crude oil on HPAM Fenton oxidative degradation
3 )不同聚丙烯酰胺含量对Fenton氧化去除原油的影响
固定模拟含聚污水中原油含量为300 mg，!/1，设定不同的聚丙烯酰胺含量 (0~1000 mg.I；1)，Fenton 氧化条件不变（H202 用量 15 mL.I；1、FeS04.7H20 用量VOOrngl1、温度30°C、pH3.0、反应时间lh)考察聚丙烯酰胺含量的变化 对原油去除的影响，结果见图5-1-16。由图5-1-16可以看出，在一定浓度范围内， 聚丙烯酰胺的存在会增大Fenton氧化对原油的去除率，且随着聚丙烯酰胺浓度 的增大，聚丙烯酰胺对Fenton氧化原油的促进作用出现先增大后减少的趋势， 本实验中300 mgU1聚丙烯酰胺浓度对原油降解的促进作用最为显著。模拟含聚 污水中聚丙烯酰胺现有的浓度（500 mgU1)对原油的氧化降解也具有促进作用。
88
o/o/elBJ UOJIBPBJMep =0 9pnJ°
图5-1-16聚丙烯酰胺存在对Fenton氧化去除原油的影响 Fig. 5-1-15 The effect of HPAM on crude oil Fenton oxidative degradation
Fenton氧化对含聚污水的降解
考察了不同pH环境下（3、5、7)，Fenton氧化对实际含聚污水的降解作 用，H202及FeS04.7H20的用量分别为15 mLO/1、700 mgO/1、反应温度为30°C、 反应时间1 h。
Fenton氧化对COD、聚丙烯酰胺及原油的去除
闕C0D
9〇 1^ HPAM
//^//Crude oil
pH
由图5-1-17可以看出在不同pH环境下，Fenton氧化对COD、聚丙烯酰胺 及原油的去除差别很大，pH为7时效果最差，而pH为5时虽然去除效果不如 氧化pH为3时效果好，但对含聚污水的COD、聚丙烯酰胺及原油的去除率也 达到 61.5%、74.0%、47.2%。
图5-1-17 Fenton氧化对含聚污水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氧化对悬浮物的的去除
由表5-1-1可以看出在不同的pH氧化环境对悬浮物的去除效率影响不大， 均可在80%以上，这是由于Fenton氧化对悬浮物的去除主要是通过絮凝作用完 成的，而由于氧化效率的不同导致不同pH氧化环境下对悬浮物的去除效率的差 别。
表5-1-1 Fenton氧化对悬浮物的的去除（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氧化前悬浮物含量(mg.L-1)102 士 7102 士 7102 士 7
Fenton氧化后悬浮物含量(mg.L-1)11 士214 士417士 5
平均去除率89.2%86.3%83.3%
测定了 Fenton氧化反应前后含聚污水中悬浮物红外光谱的变化，结果见图 5-1-18。由图5-1-18可以看出，Fenton氧化前较明显的吸收峰3297.22 cm-1、 2920.00 cm-1、2850.34 cm-1、1067.25 cm-1 在 Fenton 氧化后的样品中均消失了，
这表明Fenton氧化对悬浮物中的有机物有很明显的去除作用。
a含聚污水中悬浮物的红外谱图
The FI-IR spectrum of SS in oil wastewater containing HPAM
90
b Fenton氧化后含聚污水中悬浮物的红外谱图 The FI-IR spectrum of SS in oil wastewater containing HPAM after Fenton oxidation treatment 图5-1- 18 Fenton氧化前后含聚污水中悬浮物的红外谱图变化 Fig. 5-1-18 The FI-IR spectra of SS in oil wastewater containing HPAM before and after Fenton
oxidation treatment
3) Fenton氧化对硫酸盐还原菌的去除
考察了在3个不同pH氧化环境下（pH 3、5、7)，Fenton氧化对硫酸还原 菌的去除作用，结果见表5-1-2。由表5-1-2可以看出，较高浓度的双氧水在Fe2+ 的催化下在对微生物有很强的灭杀作用，仅作用1 h，不同氧化pH环境对硫酸 盐还原菌的去除率均可达98%以上，随着氧化pH的降低，氧化效率增强，氧化 pH为3时，对硫酸盐还原菌的去除率可达99.9%。Fenton氧化对总菌也有很高 的去除率，不同氧化pH环境对总菌的去除率也可达90%以上，但由于污水中存 在产芽孢类细菌，对环境的适应能力强，存活率高于硫酸盐还原菌。
表5-1-2 Fenton氧化对硫酸盐还原菌的的去除（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氧化前氧化前氧化后氧化前 氧化后氧化前氧化后
硫酸盐还原菌 菌浓(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) 细菌总数 (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氧化对含聚污水可生化性的贡献
测定了 3个不同pH环境下（pH 3、5、7) Fenton氧化对含聚污水可生化 性的改变，结果见表5-1-3。由表5-1-3可以看出，不同pH氧化环境导致Fenton 氧化对有机物去除效率的不同而使含聚污水的可生化性不同。在现有的条件下氧 化效率越高，对难降解有机物去除越彻底，可生化性提高越明显。在对Fenton氧 化后的含聚污水添加营养源调整后，其BOD5/COD值均在0.3以上，可生化性改 善明显。
表5-1-3 Fenton氧化对含聚污水可生化性的贡献 Table 5-1-3 The contribution of Fenton oxidation treatment to the biodegradability of oil
wastewater containin HPAM
pH=3pH=5pH=7
原始水样的BOD5/COD0.12 士 0.020.12 士 0.020.12 士 0.02
Fenton 氧化后 BOD5 / COD0.34 士 0.030.32 士 0.020.20 士 0.01
Fenton氧化并添加营养源调整后0.43 士 0.020.4 士 0.030.32 士 0.02
由于Fenton氧化能提高污水的可生化性，可尝试被Fenton氧化后含聚污水 再利用功能混合菌继续降解去除残余有机物，使含聚污水中的指标物质得到更有 效的去除。下面需对Fenton氧化与生物降解联用处理的可行性进行分析。
5.2 Fenton预氧化生化联用处理可行性分析
5.2.1实验方法
Fenton i式剂中H202对微生物的影响]
添加不同浓度的H202,考察H202的存在对混合菌降解模拟含聚污水的影响， 以未添加双氧水的模拟含聚污水为空白。
Fenton预氧化——生化联用对模拟含聚污水的降解
考察在不同初始氧化pH值（3、5、7)条件下Fenton预氧化——生化联用 对模拟含聚污水的降解。同时以聚丙烯酰胺、原油单独存在时Fenton预氧化一 生化联用对二者的去除作为对照，除设定的pH外，Fenton氧化采用5.1中各自 最佳氧化条件，生物降解时，混合菌降解是在30°C条件下培养5 d，测定其降解 率。
Fenton预氧化——生化联用对实际含聚污水的降解
考察在不同初始氧化pH值（3、5、7)条件下Fenton预氧化——生化联用 对含聚污水的降解。处理条件与5.2.1.2相同。
5.2.2结果与讨论
Fenton i式剂对生物降解的影响]
Fenton试剂氧化pH环境一般是在3-5时才具有较高的氧化效率，而功能混
92
合菌一般是在中性偏碱性环境下才具有较高的生物活性，因此，Fenton试剂氧化 处理后的污水需要将pH调至中性环境，以便在生物降解处理时混合菌能对有机 物具有较高的去除效率，同时在实际应用中，中性环境可以减少污水对设备的腐 蚀。
Fenton试剂氧化含聚污水后，在污水中会残有一定量的Fe3+与H202，与生 物降解联用时，需考虑残余的Fe3+与H202对生物降解影响。前面章节实验已证 明污水中残余的少量的Fe3+会促进微生物的降解（详见3.3.2.2,7)微量元素）， 而残余H202对生物降解的影响还未知。Fenton氧化实验中加入H202的浓度为 5.58 mmol_L_1，Fenton 氧化后溶液中残余 H2〇2 的浓度约为 0.556 mmol_L_1，Fenton 氧化后溶液调中性并添加Mn02加速其分解后的H202的浓度约为0.0394 mmol.!；1，因此选择此三种浓度H202考察H202对生物降解模拟含聚污水的影响， 结果如图5-2-1所示。
由图5-2-1可以看出，在现有的H202浓度考察范围内，高浓度的H202 (5.58 mmohl；1)对生物生长及COD的去除均有抑制作用，且抑制作用明显，这是由 于商浓度的H2O2具有杀菌功效，广生的自由基可破坏细菌的脱氧核糖核酸，阻 止细菌自我繁殖[14'对于很低浓度的H202 (0.0394 mmohl；1)，其杀菌功效基 本丧失，而此低浓度H202产生的自由基足以氧化分解有机物，给细菌生长提供 营养源，因此可以促进细菌的生长。而当H202浓度为0.556 mmoKL；1，对由于两 种作用均存在，相互抵消，所以对微生物的生长及COD的去除与未添加H202 的对照差别不大。因此，在Fenton氧化反应后调中性并添加Mn02催化分解后 残余的H202不仅不会抑制微生物生长，反而促进其对有机物的降解。
*-Non-H2〇2
Time /d
a不同浓度的双氧水对生物降解去除COD的影响 The effect of different residual H202 content on COD removal by biodegradation
93
Time /d
b不同浓度的双氧水对微生物生长的影响 The effect of different residual H2〇2 content on Microbial growth 图5-2-1不同浓度的双氧水对生物降解的影响 Fig. 5-2-1 The effect of different residual H2〇2 on Biodegradation
Fenton预氧化——生化对模拟含聚污水的降解
对模拟含聚污水进行了 Fenton预氧化一生化联用处理，测定了不同氧化 pH (3、5、7)条件下Fenton预氧化——生化联用对模拟含聚污水指标物质（聚 丙烯酰胺及原油）的去除效率，结果见表5-2-1。由表5-2-1可以看出在不同pH 氧化环境中Fenton氧化效率不同导致最终生物降解后的去除效率不同。氧化效 率越低，最终生物降解效率也越低，但氧化pH为5时最终处理效果虽然比氧化 pH为3时要低，但相差不大，且弱酸性环境在实际应用中处理成本要低，因此 可以选择pH 5为实际应用中Fenton氧化的pH条件。由表中表5-2-1还可以看 出，Fenton氧化处理后再生物降解处理对原油的去除效率大幅提高，可能有两 方面原因，一是Fenton氧化改变了原油组分的结构，提高了可生化性;二是Fenton 氧化除对原油具有氧化作用外还具有增溶作用，可增加水中的溶解态及乳化态原 油的含量，有利于微生物对原油的摄取，从而增大了对原油的去除效率。
94
表5-2-1 Fenton预氧化——生化对模拟含聚污水的降解 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
化后生物降解 后Fenton 氧
化后生物降解 后聚丙烯酰胺去除率（％)原油去除率（％)
Fenton 氧
化后生物降
解后Fenton 氧
化后生物降解 后
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预氧化——生化联用对含聚污水的降解
Fenton预氧化——生化对COD、聚丙烯酰胺及原油的去除
测定了不同氧化pH环境下Fenton预氧化——生化对含聚污水COD、聚丙 烯酰胺及原油的去除，结果见表5-2-2。由表5-2-2可以看出，与模拟含聚污水类
似，氧化pH为5时Fenton预氧化生化处理效果与氧化pH为3最终处理效
果相差不大，对COD、聚丙烯酰胺、原油的去除效率可达84.7%、92.1%、83.1%。
表5-2-2 Fenton预氧化一生化对含聚污水中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后后化后后后后
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预氧化——生化对悬浮物的去除
考察了不同氧化pH条件下Fenton预氧化一生化对悬浮物的去除，结果见 表5-2-3.由表5-2-3可以看出Fenton预氧化——生化对含聚污水中悬浮物的去除 主要是Fenton氧化阶段的去除，生物降解后悬浮物含量反而升高，这与微生物 自身的代谢过程产生悬浮物质有关。
95
表5-2-3 Fenton预氧化——生化对含聚污水中悬浮物的去除 Table 5-2-3 The removal of SS in oil wastewater containing HPAM by Fenton pre-oxidation combined with biodegradation
pH=3pH=5pH=7
原始水样中的悬浮物含量（rngi，102 士 7102 士 7102 士 7
Fenton氧化后悬浮物含量（mg.L-1)11 士214 士417士 5
生物降解后悬浮物含量（mgt1)34 士 632 士 33 8 士4
测定了 Fenton预氧化——生化后悬浮物物的红外光谱图，与Fenton氧化后 的悬浮物的红外光谱图作对照，结果见图5-2-3。由图中可以看出，Fenton氧化
Fenton预氧化——生化后的吸收峰与Fenton氧化后的最大区别在于1500〜400 cm_1，Fenton预氧化——生化后出现一个很大的吸收峰，峰值在1034.70 cm'
96
a Fenton氧化后水样中悬浮物的红外光谱图
The FI-IR spectrum of SS in oil wastewater containing HPAM after Fenton oxidation treatment
这可能是由于生物代谢产物中的多环大分子物质产生的吸收峰[129]。
b Fenton预氧化——生化后水样中悬浮物的红外光谱图 The FI-IR spectrum of SS in oil wastewater containing HPAM after Fenton pre-oxidation
combined with biodegradation
图5-2-2 Fenton预氧化——生化过程悬浮物的红外光谱变化 Fig. 5-2-2 The FI-IR spectra change of SS during Fenton pre-oxidation combined with
biodegradation process
3 ) Fenton预氧化生化对硫酸盐还原菌的去除
同时也考察了不同氧化pH条件下Fenton预氧化一生化对含聚污水中硫酸 盐还原菌的去除，测定了细菌总数作为对照，结果见表5-2-4。由表5-2-4可以看
出，Fenton预氧化生化对硫酸盐还原菌有很高的去除效率，不同氧化pH环
境下最终都使硫酸盐还原菌含量小于10 celhmL-1。
表5-2-4 Fenton预氧化——生化对含聚污水中硫酸盐还原菌的去除 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氧化前氧化后生化后氧化后生化后氧化后生化后
硫酸盐还原菌菌 浓（cell.mL-1)<10<570 士 10<10300士50<10
细菌总数 (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不同作用后的聚丙烯酰胺及原油的变化
5.3.1实验方法
5.3.1.1不同作用后聚丙烯酰胺红外光谱、飞行时间质谱样品的制备
对Fenton氧化后、Fenton氧化后生化后的聚丙烯酰胺样品及空白对照
按照2.3.1.1的方法制备不同作用后聚丙烯酰胺的红外光谱、飞行时间质谱样品。 5.3.1.2不同作用后原油样品气相色谱样品的制备
对Fenton氧化后、Fenton氧化后生化后的原油样品及空白对照按照
2.3.1.2的方法制备不同作用后原油的气相色谱样品。原油含量为5 gi'以满足 测定需求，Fenton试剂的用量按照300 mg，!；1最佳条件相应增加以满足氧化需求。 5.3.2结果与讨论
5.3.2.1不同作用后聚丙烯酰胺样品的红外光谱分析
测定了聚丙烯酰胺Fenton氧化后、Fenton预氧化生化后的红外光谱图，
同时测定了聚丙烯酰胺在原油存在条件下Fenton氧化后、Fenton预氧化生
化后的红外光谱（图5-3-1)。由Fenton氧化后（图5-3-lb)与氧化前的红外光 谱（图5-3-la)可以看出，Fenton氧化后，1384.83 cm-1处强烈红外吸收峰在Fenton 氧化后消失，904.57 cm' 1100.43 cn^1处吸收峰被1108.26 cn^1强烈吸收峰取代， 618.35 cm—1处出现强烈吸收峰，说明Fenton氧化对聚丙烯酰胺的结构改变比生 物降解的明显很多。3449 cm' 3200.14 cm_1出现聚丙烯酰胺的酰胺基的吸收双 峰，说明聚丙烯酰胺在氧化后还有还有残余存在。
对原油存在时聚丙烯酰胺Fenton氧化后样品进行了红外光谱分析，结果见 图5-3-lc。由图5-3-lc可以看出，与原油未共存时Fenton氧化后聚丙烯酰胺红 外谱图相比不同之处为：1663.91 cm—1处吸收峰的峰值红移至1639.62 cm' 1108.26 cm—1处吸收峰除继续增强外峰值处分裂成两个小峰1107.47 cm'1168.52 cm'说明与生物降解类似，原油存在与否对聚丙烯酰胺Fenton氧化降解产物有 一定影响。
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聚丙烯酰胺对照空白的红外光谱图 The FI-IR spectrum of HPAM control
b Fenton氧化后样品
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原油存在时Fenton氧化后样品
30USI 目 USX
The FI-IR spectrum of HPAM after Fenton oxidation (with crude oil existing)
d Fenton预氧化——生化后样品
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原油存在时Fenton预氧化生化后样品
The FI-IR spectrum of HPAM after Fenton pre-oxidation combined with biodegradation (with crude oil existing)
图5-3-1不同作用后聚丙烯酰胺样品的红外光谱图 Fig.5-3-2 The FI-IR spectra of HPAM samples after different treatment
测定了聚丙烯酰胺Fenton预氧化一生化后的样品的红外光谱图，结果见 图5-3-ld。由5-3-ld可以看出，在Fenton氧化&生物降解双重作用下，聚丙烯 酰胺降解更为彻底。降解后与降解前相比，酰胺基的较宽的吸收双峰（3433.17、 3259.56 cm_1)变为较窄单峰3470.17 cm'说明酰胺基虽然残存，但剩余量很少。 与未经Fenton氧化后生物降解的样品相比，1386.09 cm_1处强烈吸收峰虽然存在， 但1150.52 cm' 1107.47 cm—1处出现强列吸收双峰，又与Fenton氧化后类似。 这使Fenton预氧化一生化后的聚丙烯酰胺样品既具有生物降解后的样品的特 点又具有Fenton氧化后样品的特点。
测定了原油存在时聚丙烯酰胺Fenton预氧化一生化后的样品的红外光谱 图，结果见图5-3-le。由图图5-3-le可以看出，经过Fenton氧化&生物降解双重 作用后聚丙烯酰胺降解比较彻底，其降解产物与原油未存在时Fenton预氧化一 生化后的聚丙烯酰胺样品没有很大差别。
5.3.2.2不同作用后聚丙烯酰胺样品的飞行时间质谱分析
对Fenton氧化后的聚丙烯酰胺、Fenton预氧化——生化后的聚丙烯酰胺进 行了飞行时间质谱分析，谱图结果见附件2.2及2.3。
Fenton 氧化后出现的主要离子峰有：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 前后出现大量的与其
101
相差 22 的离子峰（413.21、435.22、457.23、479.25、501.26、523.27、545.29、 567.30、589.31、611.33)，可认为这些均为与413.21主链结构相同分子的Na盐
产生的Na+离子峰，可认为代表的为同一种物质（聚丙烯酰胺氧化后的低聚碎片 中大部分-CONH2被氧化成-COOH，由于NaCl的存在，在质谱离子风中形成含 有不同数目的Na+的Na离子峰）。由于这些离子峰的强度与丰度最大，产生以 523.27为代表的含有不同Na+离子峰群的物质为Fenton氧化后的主要产物。若 413.21为其分子离子峰，则其他9个离子峰分别为其分子中羧基中被不同Na+取 代而产生的其分子的Na+离子峰，则其可能的分子式为C35H42N2021，结构中 可能含有9个-COOH及其他官能团的被氧化的聚丙烯酰胺低聚片段（或者称为 含有其他官能团的多聚羧酸）。其结构可能如图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
图5-3-2产生523.27离子峰的物质的可能的结构分子式 Fig.5-3-2 The structure molecular formula of the substance wich produced quasimolecular ions of
523.27 m TOF
由于Fenton氧化产生的自由基速度与数量远高于于生物降解过程，所以其 氧化产物相对较为彻底，生成的产物相对于生物降解的产物较为单一，因此产生 的离子峰的种类较少，且并没有出现生物降解过程产生的有规律的含有某一基团 的同系物。
Fenton预氧化——生化后出现的主要离子峰有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预氧化生化过程则将Fenton氧化后的产物进一步降解，生成的
产物相对于Fenton氧化过程更为复杂，产生的离子峰多于Fenton氧化过程。且 在Fenton氧化后的主要产物（523.27离子峰所代表的含有其他官能团的多聚羧 酸物质）已不复存在，说明其已被生物利用。这与Eubeler等等[™]的研究结果： 含聚污水预氧化过程产生的羧酸盐可以作为碳源被微生物进一步利用一致。这也 说明Fenton氧化提高了聚丙烯酰胺的可利用度，进一步降低了对微生物的毒性。 Fenton预氧化——生化后，除少部分Fenton氧化后的产物（含有306.86、701.49 离子峰的产物）依然存在外，其他则为新产生的物质的离子峰。由此说明Fenton 预氧化——生化对聚丙烯酰胺的降解更为彻底。
为进一步推测将Fenton氧化、Fenton预氧化生化后的产物的可能的分
子式，将所有的离子峰提交至质谱数据库（http://www.massbank.jp)比对，也均 无合适的比对结果。
102
5.3.2.3不同作用后原油样品的气相色谱分析
Fenton氧化对原油的影响
考察了 Fenton氧化后原油组分烷烃与芳烃的变化结果见图5-3-3及附件 3.3.1。由图5-3-4可以看出Fenton氧化对烷烃及芳烃都有较明显的去除，对烷烃 的降解率达30.0%，对芳烃的降解率达21.4%。Fenton氧化对于烷烃的去除高于 芳烃。对于烷经，Fenton氧化对C32以前的烷烃都有去除作用，特别是C18以 前的中短链烷烃去除作用明显；而对于长链烷烃（C33〜C38)去除作用不明显。 从总体来看，对于含量较高的烷烃都有明显的去除作用。对于芳烃的降解，与生 物降解类似，对于结构相对简单的芳烃由较为明显的去除作用，而对于结构复杂 的芳烃无去除作用，这也是由于原油与Fenton试剂接触反应面较小，而芳烃含 量又较少，对芳烃有效的氧化作用不明显有关。
Crude oil
^20000-
Crude oil after Fenton oxidation
^15000-
ro10000- 0
5。:」
a烷烃组分的变化 The change of /^-alkanes
103
after Fenton oxidation
250-
iltl
1
甲甲甲甲一,.—甲
Crude oil Crude oil
b芳烃组分的变化 The change of aromatics
图5-3-3原油Fenton氧化前后各烃组分的变化 Fig.5-3-3 The change of hydrocarbons before and after Fenton oxidation
测定了聚丙烯酰胺存在时Fenton氧化后原油中烷烃与芳烃组分的变化与聚 丙烯酰胺未存在时原油Fenton氧化后样品作对比，结果见图5-3-4及附件3.3.2。 由图5_3_4可以看出，聚丙烯酰胺的存在有效促进了烷烃与芳烃的降解，对烷烃、 芳烃的去除率分别达35.3%、28.3%，比聚丙烯酰胺未存在时原油氧化提高5.3%、 6.9%。对于烷烃，主要是提高了中短链烷烃（C17〜C25)的去除率；对于芳烃， 也是主要提高了结构相对简单的芴、二苯并噻吩及其衍生物的去除效率。
广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
焼烃组分的变化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芳烃组分的变化 The change of aromatics
图5-3-4聚两烯酰胺存在对原油Fenton氧化的影响 Fig. 5-3-4 The effect of crude oil on HPAM Fenton oxidation in GC analysis
2 ) Fenton预氧化生化对原油的影响
考察了 Fenton预氧化一生化作用对原油组分烷烃与芳烃的影响，结果见 图5-3-5及附件3.4.1。由图5-3-5可以看出Fenton预氧化——生化作用对原油的 烧烃、芳烃的去除作用比单独Fenton氧化或生物降解的效率明显提高，对烷经 的去除率可达69.9%，对芳烃的去除率可达56.2%。Fenton氧化后，微生物对于 烧烃的利用率明显提高，在Fenton氧化&生化双重作用下，除个别长链烷烃外， 对各个烷烃组分都有显著去除作用。对于芳烃，除对结构简单的萘、芴、二苯并 噻吩及其烷基衍生物去除作用明显提高外，对结构相对复杂的芳烃（菲、屈及其 烧基衍生物）也有显者提商。
105
Crude oil after Fenton oxidation
Crude oil after Fenton oxidation & biodegradation
'20000- I
15000.
10000¬
5000-
丄
a烷烃组分的变化 The change of /^-alkanes
Crude oil after Fenton oxidation
Crude oil after Fenton oxidation & biodegradation
250
b芳烃组分的变化The change of aromatics 图5-3-5原油Fenton预氧化——生化前后各烃组分的变化 Fig. 5-3-5The change of hydrocarbons before and after Fenton pre-oxidation combined with
biodegradation
测定了聚丙烯酰胺存在时Fenton预氧化——生化后原油中烷烃与芳烃组分 的变化与聚丙烯酰胺未存在时原油Fenton预氧化——生化后样品作对比，结果 见图5-3-6及附件3.4.2。由图5-3-6可以看出，在聚丙烯酰胺存在的条件下，原 油Fenton预氧化——生化后对烷烃和芳烃的降解率提高，对烷烃、芳烃的降解
106
率分别可达73.7%、68.5%，对于芳烃的去除率提高尤为明显，可达12.2%。对 于烷烃，聚丙烯酰胺的存在提高了相对含量较高的C28〜C30的去除率明显提高， 而对于其他相对含量较低的烷烃则表现不是很明显。对于芳烃，聚丙烯酰胺的存 在也使相对含量较高芳烃的去除率明显提高。
OT&H / U0jle-U90U0°
| Crude oil after Fenton oxidation & biodegradation j Crude oil after Fenton oxidation & biodegradation(HPAM coexist)
焼烃组分的影响The effect on /7-alkanes
Crude oil after Fenton oxidation & biodegradation
120-
Crude oil after Fenton oxidation & biodegradation(HPAM coexist)
b芳烃组分的影响 The effect on aromatics
图5-3-6聚两烯酰胺存在对原油Fenton预氧化生化的影响
Fig. 5-3-6 The effect of crude oil on HPAM Fenton pre-oxidation combined with biodegradation
in GC analysis
107
5.4本章小结
对Fenton氧化含聚污水的条件与效果进行了探讨，分析了 Fenton氧化与生 化联用的可行性并利用Fenton预氧化一生物降解联用对含聚污水处理，得出 以下结论：
对聚丙烯酰胺、原油单一存在及二者共存时的Fenton氧化条件进行了考 察。结果表明，对于500 mgO/1的聚丙烯酰胺，在H2025 mLI；1、FeS04_7H20 500 mg_L_1、pH 3.0、温度30°C、反应时间30 min条件下，Fenton氧化对其去除率可 达 70%以上；对于 300 mg.I；1 的原油，在 H202 10 mL.L'FeSOHI^O 500 mg.L-1、 pH 3.0、温度30°C、反应时间1 h条件下，Fenton氧化对其去除率可达25%以上; 对于模拟含聚污水(聚丙烯酰胺及原油共存），在H202 15 mlylAFeSO^I^O 700 mg-I；1、pH 3.0、温度30°C、反应时间lh条件下，Fenton氧化对聚丙烯酰胺去 除率可达65%以上，对原油的去除可达30%以上。
在模拟含聚污水中考察了聚丙烯酰胺及原油共存对各自Fenton氧化去除 的影响。结果表明原油的存在降低了聚丙烯酰胺的去除效率，但在其含量较低时
(0〜600 mgU1)对聚丙烯酰胺的去除率影响不大；而聚丙烯酰胺在较低含量时 (0〜500 mg^L；1)对原油的去除有促进作用。
考察了不同氧化pH条件下Fenton氧化对含聚污水的去除。结果表明， 氧化pH为5时虽然去除效果不如pH为3时效果好，但对含聚污水的COD、聚 丙烯酰胺及原油的去除率也达到61.5%、74.0%、47.2%。不同的pH氧化环境对 悬浮物的去除效率影响不大，均可在80%以上；不同氧化pH环境对硫酸盐还原 菌的去除率均可达98%以上；在对不同pH值下Fenton氧化后的含聚污水添加 营养源调整后，其BOD5/COD值均在0.3以上，可生化性改善明显。
对Fenton氧化与生物降解联用处理的可行性进行了分析，结果表明，在 Fenton氧化反应后调中性并添加Mn02催化分解后残余的H202不仅不会抑制细 菌生长，反而促进其对有机物的降解。
考察了不同氧化pH条件下Fenton预氧化——生化联用对含聚污水的处
理，氧化pH为5时Fenton预氧化生化处理效果与氧化pH为3最终处理效
果相差不大，对COD、聚丙烯酰胺及原油的去除效率可达84.7%、92.1%、83.1%; Fenton预氧化一生化对硫酸盐还原菌有很高的去除效率，不同氧化pH环境下
最终都使硫酸盐还原菌含量小于10 cell_mL_1; Fenton预氧化生化对含聚污水
中悬浮物的去除主要是Fenton氧化阶段的去除，生物降解后悬浮物含量反而升 高，这与微生物自身的代谢过程产生悬浮物质有关。
对不同处理后的聚丙烯酰胺样品进行了扫描电镜、红外光谱、飞行时间 质谱分析。结果表明，Fenton氧化对聚丙烯酰胺的降解比生物降解更为彻底，降
108
解后的小分子产物生物毒性降低，被微生物利用率提高。
对不同处理后的原油样品进行了气相色谱分析。结果表明，聚丙烯酰胺 的存在明显促进了 Fenton氧化、Fenton预氧化生化处理后对原油的去除效
率。
109
6活性污泥的培养及对含聚污水的处理
为将生物降解应用到实际含聚污水处理中，需将微生物固定在有限的空间 内，以保证其稳定的降解效率，防止功能菌的流失。本论文采用污水处理中最常 用的活性污泥法，将功能降解菌固定在污泥系统中。将从生活污水处理厂取得的 活性污泥在模拟含聚污水中驯化，添加功能降解菌来提高污泥的活性，对活性污 泥处理条件进行优化，并评价了活性污泥处理含聚污水的效果。
6.1活性污泥的培养与性能测定
6.1.1实验方法
6.1.1.1活性污泥驯化步骤
实验所用活性污泥取自青岛海泊河污水处理厂，污泥颜色为灰褐色，由于污
泥处于膨化阶段，SV高达90%。实验所用反应器为有机玻璃圆桶，下端设计为
圆锥形使曝气更为均匀，内径为30cm,总体积30L,有效容积为20L。先将10L
活性污泥置于反应器中，加入loi^soogi;1葡萄糖为碳源培养基（其余为营养
源为模拟含聚污水的配方）的环境中培养7 d，使其具有稳定的去除有机物功能，
培养结束时污泥颜色变为棕黄色，SV值稳定在30%左右。然后采用逐渐增加
聚丙烯酰胺、原油浓度的方法对污泥进行驯化。等活性污泥沉降后，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，驯化培养3 d，
然后按照表6-1-1的方法再逐渐减少葡萄糖浓度至零，聚丙烯酰胺的浓度由50
mg-I；1逐渐增加到500 mgr1，原油含量50 mg^L；1增加到300 mgr1，此驯化周
期大约为40 d。同时，在驯化过程中测定污泥性能的变化。
活性污泥的曝气采用间歇式曝气，曝气12 h，停12h，使好氧/缺氧条件交替
进行，以培养活性污泥在好氧/缺氧条件下对聚合物、原油的降解去除。
表6-1-1活性污泥驯化时间及各主要营养源用量的变化 Table 6-1-1 The phase of activated sludge domestication and the changes of the main nutrient
sources
驯化时间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活性污泥的性能检测
每天检测活性污泥驯化过程中的SV3Q& COD变化，每隔1 d检测SVI30、 MLSS 及 MLVSS。
6.1.1.2添加功能降解菌
将驯化好的污泥分为两份，一份添加已培养好的混合菌PAM-C培养液（添
110
加量100 mLf1)，一份作对照，各用2.5 gf1葡萄糖作为碳源稳定培养5 d后， 添加新的含聚污水培养基培养连续培养15 d，每5 d添加一次新的含聚污水培养 基，考察添加功能降解菌如后对COD的去除。
6.1.1.3添加功能降解菌前后的活性测定
各取150 mL添加功能菌的活性污泥与未添加功能菌的活性污泥分别置于 150 mL模拟含聚污水及自来水中，按照2.3.2.2方法测定污泥的活性。
T-RFLP在污泥培养检测中的应用
为考察在添加功能菌的活性污泥中是否功能菌为优势菌，采用T-RFLP方法 对添加功能降解菌前后的污泥进行分析。
6.1.1.5添加功能降解菌对模拟含聚污水的去除
将添加功能菌的形成稳定群落的活性污泥取1L静置去除上清液后，添加模 拟含聚污水，连续培养10 d，考察污泥对COD、聚丙烯酰胺、原油的去除。 6.1.2结果与讨论 6.1.2.1驯化过程污泥性能检测
常规指标检测
对驯化过程中的污泥的SV3〇及SVI3〇指标跟踪检测，结果见图6-1-1。SV30、 SVI3Q值均可表征活性污泥的沉降性能的好坏，但SVI3Q值更能准确表征污泥的 凝聚沉降性能[11()]，性能良好的污泥SVI3Q值一般在50〜SOOmL^1，SV3Q值虽然 不够精确但由于操作简单，可快速直观反映污泥的性能，性能良好的污泥的SV30 值一般在15〜30%。污泥在初始阶段（0〜20d)，SV3Q及SVI3Q有逐渐下降的趋 势，SVII3Q指标较为明显。这是由于聚丙烯酰胺与原油含量的逐渐增加，聚丙烯 酰胺与原油对微生物的毒性作用使污泥中微生物含量不断减少。随着微生物对聚 丙烯酰胺与原油的逐渐适应，SV及SVI变化变缓并趋于稳定（30 d以后）。由 图6-1-1可以看出SV —直维持在20-30%，SVI3〇维持在80-120 mL_g'显示出 污泥较为良好的性能。
ill
图6-1-1驯化过程污泥的SV与SVI指标的变化 Fig. 6-1-1 The changes of SV and SVI during activated sludge domestication process MLSS表征的是反应器中活性污泥含量的多少。反应器中活性污泥主要由四 部分组成：微生物本体、微生物的代谢产物、残留的不能被微生物利用的不溶于 水的有机物和无机物质。而由MLVSS的测定方法得知MLVSS主要包括活性污 泥的前三项组成部分。因此，相比于MLSS，MLVSS更能较为准确的地反映微 生物数量的多少[11()]。而MLVSS/MLSS就代表着活性污泥的性能好坏， MLVSS/MLSS越高，说明污泥中微生物数量越多，污泥的活性越高。性能良好 的活性污泥MLVSS/MLSS比值比较稳定，一般在0.65-0.85[11()]，但MLVSS/MLSS 比值也会因不同的水质而差异较大。测定了驯化过程中污泥的MLSS、MLVSS 及MLVSS/MLSS的变化，结果见图6-1-2。由图6-1-2可以看出，污泥的MLSS、 MLVSS值随着驯化过程聚丙烯酰胺与原油浓度的增加有逐渐下降的趋势，最后 趋于稳定，这与SV3Q及SVI3Q的变化趋势一致。反映了微生物由开始的不适应到 适应稳定的过程。MLVSS/MLSS值较高，维持在70%-90%之间，且随着时间的 延长越来越大，这可能是由于驯化污泥添加的污水为配制的模拟污水，无机残留 物较少而造成比值变大。
112
MLVSS —MLVSS/MLSS
图6-1-2驯化过程污泥的MLSS与MLVSS指标的变化 Fig. 6-1-2 The changes of MLSS and MLVSS during activated sludge domestication process
驯化过程COD的变化
在驯化过程中每天测定污泥上清液COD的变化，结果如图6-1-3所示。由 图6-1-3可以看出随着聚丙烯酰胺和原油浓度的增加，活性污泥对COD的去除 能力越来越差，当最后15 d的驯化时活性污泥对COD的去除趋于稳定，最终对 模拟含聚污水的COD的去除率达可20%以上。
图6-1-3驯化过程中污泥COD的变化 Fig. 6-1-3 The change of COD during activated sludge domestication process
生物相观察
在污泥驯化在最后10 d内，每天取少量污泥放在显微镜下观察，发现陆续
113
有少量原生动物出现，拍的的照片如图6-14所示。其中，钟虫的出现是污泥成 熟的标志[11()]。
草履虫(Parmecium)卑怯管叶虫(Trachelophyllum)
钟虫(Vorticella)豆形虫（Colpidium)
图6-1-4驯化过程中出现的原生动物
Fig. 6-1-4 The present of protozoans during activated sludge domestication process 由于驯化后的活性污泥对模拟含聚污水的COD的去除率较低，仅为20%左 右，为提高污泥的作用效率，采用添加功能混合菌PAM-C，增强对聚丙烯酰胺
和原油的利用能力。
6.1.2.2添加功能降解菌提高活性污泥的性能 1)添加功能降解菌后对COD的去除效率
测定了添加功能降解菌的活性污泥连续运行15 d (3个降解周期，一个5 d) 内对模拟含聚污水COD的去除，以未添加功能降解菌的活性污泥为对照，结果 如图6-1-5所示。由图6-1-5可以看出在第1个降解周期的2 d内，添加功能降解 菌与未添加功能降解菌的活性污泥对COD的去除无明显差异，这是由于从以好 利用的葡萄糖为碳源的环境进入难利用的聚丙烯酰胺与原油的环境中需要卜段 延滞期以适应新的环境，从3d开始，添加功能降解菌的活性污泥开始比未添加 功能降解菌的活性污泥去除COD能力增强；相比于第1个降解周期，第2、第 3周期的添加功能降解菌的活性污泥对COD有更高的去除率，并逐渐増大，到 第3周期时，添加功能降解菌的活性污泥对模拟含聚污水的COD去除率可达 51.8%，比普通活性污泥的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
图6-1-5添加降解菌的活性污泥与未添加污泥对模拟含聚污水的降解 Fig. 6-1-5 The comparison of biodegradation by activated sludge with and without adding PAM-C
污泥的T-RFLP分析
T-RFLP是在PCR技术和RFLP技术基础上发展起来的分子生态学表征微生 物群落的技术，是分析环境样品中相对复杂微生物群落的最有效的手段之一，比 DGGE更加灵敏、便捷[143_147]。近几年，研究者利用T-RFLP对环境样品中微生 物群落的开展研究（表6-1-2)，并取得了有益的研究成果。
研究者
分析对象
利用T-RFLP获得的结果
表6-1-2近几年利用T-RFLP对环境样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]
城市生活污水处理中的 活性污泥池
Eschenhagena 等
[149]
Edel-Hennann 等
[150]
Rousseaux 等
[151]
生活污水的活性污泥（强 化生物除磷工艺）中的微 生物群落
有机肥对土壤中真菌群
落
除草剂4, 6-二硝基甲酚 对农田土壤中微生物群
在不同运行方式下污泥中微生物群落结 构差异显著，而应用用FISH技术却未获 得理想结果。
有机肥的加入后，使真菌群落发生变化， 而且不同的有机肥的加入会使其群落结 果变化具有不同特点。
4, 6-二硝基甲酚对微生物群落影响显著， 微生物种类大为减少
分析了 4个不同活性污泥样品中的微生物 群落，很有效的揭示了不同样品中微生物 群落的异同与多样性，表明了 T-RFLP技 术在分析微生物群落多样性的可靠性。
吴亚縵等[152]
落的影响
大庆油田某一油井采出油井采出液中古菌群落结构较为单一，随 时间变化不大；而细菌群落结构较为复
液中的微生物群落结构杂，不同时间群落中的优势菌有明显的差
别。
105 d内2个具有功能
稳定的城市污水处理系稳定的系统功能与稳定的细菌群落结构
统中细菌群落结构动态并不存在藕联关系。
变化
滇池水体的主要细菌类不同地理位置的细菌群落差异可能是由
型与种群结构于污染物浓度不同而不同。
王晓慧等[153]
史青等[154]
对驯化前、驯化后、添加了降解菌的三种活性污泥按照2.3.2.3的方法进行 T-RFLP测序分析，结果见图6-1-6。由于每1个荧光峰至少代表1种细菌或几种 亲缘关系较近的的细菌，峰面积可代表细菌的丰度（在测定结果中峰高>75为 有效值）。由于T-RFLP结果较为灵敏[1& 156]，荧光测序过程中受到的影响较大， 结合污泥中实际微生物的种类与实际比对结果，判断出峰位置小于50吸收峰为 背景杂峰。
由图6-1-6可以看出污泥在驯化前后及添加功能降解菌后的微生物群落有明 显的变化。污泥在驯化前由于膨化严重，微生物含量较低。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，是城市污水处理活性污泥中常见的细菌种群， 其他的细菌在谱图中也有吸收峰，但由于在谱图中吸收峰值过低（<75)而无法 准确判断。污泥经过40 d的驯化后，主要的细菌种群由你〇也^饮厂、 Acinetobacter、Pelodictyon clathratiforme、Paenibacillus、Arcobacter、Pseudomonas、 乂/ca/z^〃以等组成，与未驯化的污泥相比，微生物的主要组成发生改变很大，除 夕卜，未驯化污泥中占优势的其他细菌在驯化后的污泥中被
Acinetobacter、Pelodictyon clathratiforme、PaenibaciUus、Arcobacter、Pseudomonas、 嶋等取代。其中的丰度最大。而加入功能降解菌PAM-C 后的活性污泥经过竞争繁殖后，纪r、yl纪r、™、
Bacillus cerecus、Arcobacter、Pseudomonas、Bacilluspumihis 成为ijt势物群，其 中於™、cereczM1 的丰度最大。功能降解菌中
PAM-3、PAM-4 属于纪r、而由 3.1.2.2 得知 PAM-1、
PAM-2、PAM-5、PAM-6均属于及似7/似sp.且与亲缘关系很近（除 PAM-6外，其他三种与数据库中己有菌种序列相似度均为99%)。
116
可认为谱图中出现的fee///批cm?c似的吸收峰代表着PAM-1、PAM-2、PAM-5、 PAM-6四种芽孢杆菌。由此可以看出，在添加功能降解菌的活性污泥中，各功 能降解菌己成为优势菌群。
1： Bacillus pumilus； 2： ant Arcobacter nitroflgilis ； 3： Rhodobacter； 4： Aeromonas； 5： bacillus subtillus-,
6： Clostridium irrigularis a驯化前的活性污泥中细菌群落的T-RFLP图 The T-RFLP spectrum of the activated sludge before domestication
0100游 D3004005DQ6〇P
1 ： Rhodobacter•，2： Acinetobacter； 3： Pelodictyon clathratiforme； 4： Paenibactllus-，5： Arcobacter;
6： Pseudomonas； 7： Alcaligenes b驯化后的活性污泥中细菌群落的T-RFLP图 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污泥中细菌群落的T-RFLP图 The T-RFLP spectrum of the domesticed activated sludge with adding PAM-C
图6-1-6添加降解菌前后的活性污泥的细菌群落的变化（T-RFLP图）
Fig. 6-1-6 The T-RFLP spectra changes of activated sludge before and after adding PAM-C
添加功能降解菌的污泥对模拟含聚污水的去除
由于添加了降解菌的活性污泥对无论从污泥活性及对模拟含聚污水的去除 效果来看，都比未添加降解菌的活性污泥要高，因此选择添加了降解菌的活性污 泥为进4步研究的对象《
在连续处理10 d，考察了添加降解菌的活性污泥对模拟含聚污水中COD、
聚丙烯酰胺、原油的去除，结果见图6-1-7。由图6-1-7可知，活性污泥对COD、
聚丙烯酰胺、原油的去除主要集中在前5 d内，5 d后去除率趋于稳定5 d内，
% /1 JO lAtVctH Jolfloo
Time / d
活性污泥对COD、聚丙烯稀酰胺、原油的去除率分别可达51.2%、58.9%、49.7%。
图6-1-7活性污泥对模拟含聚污水的降解
Fig. 6-1-7 The degradation of simulated oil wastewater containing HPAM by activated sludge
118
6.1.2.3活性污泥对含聚污水中指标物质的去除 1)活性污泥对含聚污水COD、聚丙烯酰胺及原油的去除
测定了含聚污水在降解过程中COD、聚丙烯酰胺、原油浓度的变化（Od、 3d、7d)，结果如图6-1-8所示。由图中可以看出活性污泥对COD、聚丙烯酰 胺、原油的去除3d内最为显著，5 d后趋于缓和，与模拟含聚污水的降解情况 类似。5 d内，含聚污水的COD由1477 mgO/1降低至514 mg^L；1，聚丙烯酰胺 浓度由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， 活性污泥对含聚污水COD、聚丙烯酰胺、原油的去除可达65.2%、62.2%、57.0%。 活性污泥对含聚污水指标物质的去除效率高于模拟含聚污水，这是由于：第一， 含聚污水中的聚丙烯酰胺经过地层长期的高温高压环境由长链变为短链，更易被 微生物利用；第二，原油经过聚丙烯酰胺长期的乳化分散增大了与微生物接触面， 使微生物的利用率提高；第三，含聚污水中含有其他更易被降解的有机物。
图6-1-8活性污泥对含聚污水中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
活性污泥对悬浮物、硫酸盐还原菌的的去除
考察了活性污泥对悬浮物、硫酸盐还原菌的去除，结果见表6-1-3。
表6-1-3活性污泥对含聚污水中悬浮物、硫酸盐还原菌的去除
The removal of SS and SRB in oil wastewater containing HPAM by activated sludge
OdId3d5d7d
悬浮物含量（mg*!/1)103 士 1945 士 637 士 425 士 335 士 5
硫酸盐还原菌菌浓
Ccell-L'1)(8 士 l)xl〇J720士 200980士 100560士200680士 100
119
由于活性污泥本身具有很好的沉降性能，所以污泥对悬浮物有较明显的去 除，1 d后去除率可达56.3%,但由于污泥本身也会因微生物生长代谢产生悬浮 物，悬浮物含量维持在一定范围后变化不大。
由于本实验的操作是间歇式曝气培养，活性污泥的环境为好氧/厌氧条件交 替进行，由于厌氧环境的存在使硫酸盐还原菌含量在下降一个数量级后，不再有 大的变化。
6.2连续进水中活性污泥对含聚污水的处理
6.2.1实验方法 6.2.1.1反应器的启动
将对含聚污水具有稳定降解功能的活性污泥放入折流板反应器（如图6-1-1 与图6-2-2所示）的四个隔室中用添加葡萄糖的模拟含聚污水培养基（含葡萄糖 2 g*L-4稳定培养7d，使其SV稳定在25%-30%。①、②隔室为水解酸化池， ③、④隔室为生物接触氧化池（活性污泥加挂膜以减少微生物的流失，曝气供氧, 溶解氧控制在3-6 mg_L—⑤隔窒为沉淀室：反应器有效容积约为35.5L，四个 隔室体积各约为8 L。稳定培养后的污泥开始进行连续进水。模拟含聚污水按照 水力停留时间72h (0.5 LW1的进水量）进水，设定污泥的回流比为0.1 [112]，运 行15 d，室内温度为25〜35°C。考察各个隔室对COD的去除。
1:进水水箱2:蠕动栗3:生化反应器4:取水口
5:取枢㈡6:污水回_流” 7:污水回流泵8:出水水箱
①、@为水解酸化池，@、④为生物接_触氧化池，_⑤为沉淀池
图6-2-1实验装置流程图 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进水条件的考察
设定初始的进水条件为进水温度306C、进水pH 7.0、水力停留时间72 h (进 7jl量O.SLW1)，考察PH、温度、水力停留时间对生物降解的影响。
6.2.1.3反应器对含聚污水的降解
在活性污泥稳定运行后，在最佳进水条件下考察反应器中的污泥对含聚污水 的去除。
6.2.2实验结果与讨论
6.2.2.1连续进水中的活性污泥的性能考察
1)反应器运行过程中COD的变化
由于含聚污水的水样有限，流动进水条件下活性污泥的性能的考察仍采用模 拟污水。在运行15 d内考察了各个隔室内的COD的变化。对6个取样点的COD 值进行检测。进水取样点在第一隔室进水D,使其更为真实的反应进入反应器的 污水的COD值；第一隔室取样点在第一隔室出水处；第=隔室取样点在第二隔 室出水处；第三隔室取样点在第H隔室出水处；第四隔室取样点在第四隔室出水 处；出水取样点在第五隔室出水口。COD检测结果如图6-2-3。由图6-2-3可以 看出，大约运行9 d后各个隔室对COD有稳定的去除效果，水解酸化阶段对COD 的去除率低于生物接触氧化阶段，基于前两个隔室对有机物的分解代谢，第隔 室对于COD的去除能力提高明显，由于大部分容易利用的有机组分在第彐隔室 代谢掉，使第四隔室对COD的去除能力略低于第H隔室，经过两级水解酸化及 两级生物接触氧化的降解，最终出水使COD的去除率达到55%左右。
121
71— / a〇°
图6-2-3进水期间各隔室的活性污泥对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
反应器运行过程中pH的变化
检测了运行15 d内各个隔室的pH的变化（图6-2-4)。由于水解酸化的影 响，污水从进入第一隔室时pH开始下降，到第二隔室的pH值达到最低，进入 第三个隔室后，酸性物质被代谢掉，pH又有所回升，到第四个隔室时pH回升 最为明显。而pH在初始进水时出现较大波动，这与污水进水初期各个隔室COD 逐渐升高，污泥负荷较大，产酸较多有关。
图6-2-4进水期间各隔室的pH变化 Fig. 6-2-4 The pH changes in each compartment during water flowing
6.2.1.2进水条件对活性污泥性能的影响 1) pH条件
考察了三个不同进水pH梯度（5.0、7.0、9.0)对活性污泥去除COD的影响，
122
结果见图6-2-5。水解酸化取样为第二隔室出水，生物接触氧化取样为整个反应 器出水，以下相同。产酸菌适应的pH值范围较广，一般在4.5〜8.0之间都可以 保持比较较高的生物活性，而在稍高的碱性环境下会受到抑制。因此，在pH 9.0 时产酸菌的活性出比其他两个pH条件要稍低，因此，在pH 9.0环境下水解酸化 阶段污泥对COD的去除率要低于其他两个pH环境。而在生物接触氧化阶段， 中性偏碱性的环境更适合细菌在好氧条件下保持较高的活性，因此，在pH为5.0 时虽然水解酸化阶段COD去除较高，但在较强的酸性环境下，好氧菌的活性会 较低，因此生物接触氧化出水对COD的去除率比其他两个pH环境下要低。因 此，pH 7.0条件下进水，污泥对污水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-
图6-2-5进水pH对COD去除的影响 Fig. 6-2-5 The effect of water flow pH on wastewater COD removal
温度
温度直接影响微生物酶代谢的活性，合适的温度范围会提高微生物对有机物 的去除效率。考察了三个进水温度梯度（20、30、40°C)条件下反应器中污泥对 COD的去除效率，结果见图6-2-6。由图6-2-6可以看出，在进水温度40°C条件 下反应器中污泥无论水解酸化阶段、还是生物接触氧化阶段对污水COD的去除 效率最高，而在进水温度30°C条件下与40°C下污泥对COD的去除率相差不大， 且都明显高于进水温度为20°C时，这说明微生物在30〜40°C条件下都能保持较高 的生物活性。因此可根据实际的应用在30〜40°C内选择不同进水温度。
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
图6-2-6进水温度对COD去除的影响 Fig. 6-2-6 The effect of water flow Temperature on wastewater COD removal
水力停留时间
水力停留时间对COD的去除效率影响很大，由6.1可知活性污泥对含聚污 水COD的去除主要集中在3 d内，并考虑到实际生化处理时的水力停留时间 (8〜48 h)，因此选择三个梯度的水力停留时间（24、48、72h)考察对COD去 除的影响，结果见图6-2-7。由图6-2-7可知，水力停留时间的缩短（由72 h至IJ 24 h)，无论是在水解酸化阶段还是在生物接触氧化阶段，对COD的去除效率明 显下降。为保证对COD的较高去除效率，选择水力停留时间为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
图6-2-7进水水力停留时间对COD去除的影响 Fig. 6-2-7 The effect of water flow HRT on wastewater COD removal
124
6.2.2.3反应器对含聚污水的处理
1)反应器对含聚污水中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
在进水温度30°C、进水pH 7.0、水力停留时间72 h的进水条件下，运行9 d 考察反应器对可生化性调整后的含聚污水的降解，考察了反应器中对COD、聚 丙烯酰胺及原油的去除，结果见图6-2-8。由图6-2-8可知稳定运行后，水解酸化 出水对COD、聚丙烯酰胺及原油的去除率分别在25〜27%、23〜26%、20〜23%， 而生物接触氧化出水的COD、聚丙烯酰胺及原油的去除率最高可达67.6%、 63.7%、58.7%。
图6-2-8反应器中的污泥对含聚污水中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)反应器对悬浮物及硫酸盐还原菌的去除
测定了反应器运行9 d内悬浮物及硫酸盐还原菌的变化，结果见表6-2-1。 由表6-2-1可以看出生物接触氧化出水悬浮物的含量稳定在15〜30 rngt1，对悬 浮物的去除率在72%以上，由于厌氧环境的存在，水解酸化出水硫酸盐还原菌含 量稳定在H^celhU1，经过生物接触氧化阶段后，由于有氧环境的抑制及好氧菌 的竞争繁殖使硫酸盐含量降至1〇2 cell!/1。
125
表6-2-1流动进水中活性污泥对悬浮物及硫酸盐还原菌的去除 Table 6-2-1 The removal of SS and SRB in oil wastewater containing HPAM by activated sludge during water flowing
Id3d5d7d9d
生物接触氧化出
水悬浮物含量 (mg.L-1)
水解酸化出水硫29 士 427 士 315 士419 士727 士 6
酸盐还原菌菌浓 Ccell-L'1)
生物接触氧化出(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
水硫酸盐还原菌 Ccell-L'1)400士503 00士 50250士50300士30200士 50
由图6-2-9及表6-2-1可以看出，反应器对于含聚污水中各项指标（COD、 聚丙烯酰胺及原油、悬浮物及硫酸盐还原菌）均有很大程度的去除，但各指标残 余含量远高于回注水或外排水的标准（具体指标见2.2.1.1)，由此可见，仅靠生 物降解很难将含聚污水中的污染物质有效去除，可尝试而通过与Fenton氧化技 术联用，不仅可以提高污染物质的可生化性，并可有效去除各指标物质，满足回 注水或外排的需求。
6.3本章小结
对从青岛海泊河污水处理厂取得的好氧污泥在模拟含聚污水中驯化，采 用间歇式曝气方式驯化培养，通过检测污泥的SV、SVI、MLSS、MLVSS指标 的变化跟踪检测污泥的性能，大约40 d驯化后，污泥对模拟含聚污水COD有稳 定的去除，去除率可达20%以上。
采用添加功能降解混合菌PAM-C来提高污泥对模拟含聚污水的处理效 率，从测定添加了功能降解菌的活性污泥与未添加功能降解菌的活性污泥的 T-RFLP分析结果可以看出，功能降解菌在活性污泥中成为优势种群，并使添加 了功能降解菌的活性污泥具有更高的生物活性、更强的环境适应性。通过15 d 的稳定培养后，添加了功能降解菌的活性污泥对模拟含聚污水的COD的去除可 达51.8%。，比普通活性污泥的COD去除率提高了 30%。
考察了添加了功能降解菌的活性污泥对模拟含聚污水及实际含聚污水的 处理效果。结果表明，活性污泥对实际含聚污水COD、聚丙烯酰胺、原油的去 除可达65.2%、62.2%、57.0%，均高于对模拟含聚污水各指标物质去除率10% 以上。
126
在折流板反应器（四个隔室，前两个为水解酸化池，后两个为生物接触 氧化池）中对活性污泥进行连续进水培养，运行15 d后具有稳定的COD去除效 率，COD的去除率达到55%左右。
对连续进水条件（进水pH、温度、水力停留时间）进行了优化，结果表 明，进水pH 7.0、水力停留时间72 h、进水温度30〜40°C时反应器对模拟含聚污 水具有较高的降解率。
考察了反应器对含聚污水的处理效果，结果表明稳定运行后，反应器对 COD、聚丙烯酰胺、原油的去除率最高可达67.6%、63.7%、58.7%，悬浮物的 含量稳定在15〜30mg_L_1，硫酸盐含量降至
127
7油田含聚污水处理小试实验
根据前面各章实验中所做的条件优化，利用Fenton预氧化一生化对两份 含聚污水水样（一份为前面各章中用来实验的含聚污水水样，来自胜利油田；另 一份来自大庆油田）进行小试实验。生化阶段分为水解酸化和生物接触氧化两部 分。
7.1胜利油田含聚污水水样处理实验
7.1.1实验方法
7.1.1.1污水处理工艺流程
54
生化阶段Fenton氧化阶段
1: pH调酸池（加盐酸、FeS04药剂）2: Fenton氧化池（加H202药剂）
3: pH调中性（加NaOH药剂)、沉降池4:缓冲池5:生化池6:出水蓄水池 图7-1-1含聚污水处理工艺流程
Fig. 7-1-1 The treatment process of oil wastewater containing HPAM
如图7-1-1所示，含聚污水处理流程主要分为Fenton氧化与生化两个阶段。 来水先进入pH调酸池用盐酸将污水pH调为酸性，并加入定量的FeS04_7H20; 然后进入Fenton氧化池在Fe2+的催化下利用H202将污水中的有机物氧化，氧化 结束后的污水进入pH调节池，将污水调中性并沉降去除Fe(OH)3,沉降后的污 水在可生化性调整后（按照COD:N:P=100:5:1添加NaN03、K2HP04-NaH2P04) 由蠕动泵的进水进入生化池，经过水解酸化与生物接触氧化两个阶段后出水。 Fenton氧化阶段采用批次反应，一次反应操作提供生化阶段所需进水1 d用量， 生化阶段为流动进水。
7.1.1.2污水的条件与指标的检测
Fenton氧化条件为pH 5.0，H202的用量1.5 mil；1 (30%双氧水溶液）， FeS04_7H20的用量VOOmg'L；1、反应时间为1 h，反应温度为30°C。流动进水
128
条件为进水水温30°C、pH7.0、水力停留时间为72h、回流比为1: 10,连续运 行9 d，考察处理工艺对含聚污水中各项主要指标（COD、聚丙烯酰胺、原油、 悬浮物、硫酸盐还原菌）的去除。
7.1.2结果与讨论
Fenton预氧化——生化对含聚污水中COD、聚丙烯酰胺和原油的去除
测定了在运行的9 d内，Fenton预氧化——生化对含聚污水中COD、聚丙 烯酰胺和原油的去除情况，结果见图7-1-2〜图7-1-4。其中来水COD值为含聚污 水水样的COD值，Fenton氧化出水COD值为沉降池出水的COD值，水解酸化 出水的COD值为第二隔室取水口测得的COD值，生物接触氧化出水COD值为 反应器出水COD值；聚丙烯酰胺、原油、悬浮物、硫酸盐还原菌含量的取样测 定位置与COD相同。来水的COD值在1423〜1528 mgO/1，Fenton氧化出水的 COD值在598〜640 mg.I；1，Fenton氧化对COD的去除率在60%左右，水解酸化 出水COD值在388〜466 mg.I；1，生物接触氧化出水的COD值在81〜112 mg.I；1， 稳定出水后COD值在90 rngt1左右，Fenton预氧化——生化处理对COD的去 除率可达94%，可满足山东省半岛流域水污染物综合排放（DB37/676-2007)二 级标准（CODSlOOmgO/1)。
来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氧化对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，生物接触氧化出水的聚丙烯酰胺含量在 31〜42 mgO/1，稳定出水后聚丙烯酰胺含量在35 mg^L；1以下，Fenton预氧化—— 生化处理对聚丙烯酰胺的去除率可达93%。
来水的原油含量在197〜215 mg，!；1，Fenton氧化出水的原油含量在99〜112 mg-L'Fenton氧化对原油的去除率在50 %左右，水解酸化出水原油含量在70〜78 mg*!；1，生物接触氧化出水的原油含量在11〜17 mg^L；1，稳定出水后原油含量在 15 mg，!；1以下。Fenton氧化对实际含聚污水中原油的去除率要高于模拟含聚污 水，这是由于在实际含聚污水中在聚丙烯酰胺长期的作用下原油的乳化分散效果 要远好于模拟含聚污水，增大了 H202与原油的接触面，导致Fenton氧化的效率 提高；同样，良好的乳化分散性提高了实际含聚污水中原油的生物降解，从而使 Fenton预氧化一生化处理对实际含聚污水中原油的去除率可达95%。但由于 生化出水原油含量仍在10 mgO/1以上，仍高于DB37/676-2007的最低标准（原 油含量55 mg_L_1)。
129
图7-1-2 Fenton预氧化——生化对含聚污水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
图7-1-3 Fenton预氧化——生化对含聚污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
图7-1-4 Fenton预氧化——生化对含聚污水中原油的去除 Fig. 7-1-4 The crude oil removal in oil wastewater containing HPAM by Fenton pre-oxidation
combined with biochemical treatment
Fenton预氧化——生化法对含聚污水中悬浮物的去除
来水的悬浮物含量在92〜111 rngt1，Fenton氧化出水的悬浮物含量在 10.5〜14.1 mg^L；1，Fenton氧化对悬浮物的去除率可达90 %左右，水解酸化出水 悬浮物含量在11.5〜13.7 mg^L；1，生物接触氧化出水的悬浮物含量在13.6〜17.6 mg-I；1 (图7-1-5)。相比于污水中聚丙烯酰胺与原油指标物质的高效去除，Fenton 氧化与生化联用对悬浮物的去除效果并不比Fenton氧化单独使用时好，反而略 有升高，这是由于Fenton氧化通过氧化与絮凝双重作用去除了大部分的悬浮物 与悬浮物中可被生物利用的有机物，剩余的大部分为无机组分。而生物降解时自 身会产生的代谢物质黏附在剩余悬浮颗粒上使悬浮物的含量升高，使最终出水悬 浮物含量高于回注水的最低标准（悬浮物含量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
图7-1-5 Fenton预氧化——生化对含聚污水中悬浮物的去除 Fig. 7-1-5 The SS removal in oil wastewater containing HPAM by Fenton pre-oxidation combined
with biochemical treatment
Fenton预氧化生化法对硫酸盐还原菌的去除
由图7-1-6可知，来水的硫酸盐还原菌含量在8000〜15000 celhm!/1，Fenton
—■— Influent
—〇— Effluent after Fenton oxidation
T ime / d
氧化出水的硫酸盐还原菌含量在25~60 cell_mL_1，Fenton氧化对硫酸盐还原菌的 去除率可达99 %左右，然而进入水解酸化阶段，由于处于缺氧环境中，残余的 硫酸盐还原菌的数量又有所升高，从而使水解酸化出水硫酸盐还原菌含量在 400〜700 celhmU1，而进入生物接触氧化阶段，好氧环境使其生长受到抑制，加 上好氧菌的竞争繁殖使生物接触氧化出水的硫酸盐还原菌含量又降低至在20 cell.m!；1以下。可满足SY/T5329-94最低标准（硫酸盐还原菌含量525 cell.mL-1)。
图7-1-6 Fenton预氧化——生化对含聚污水中硫酸盐还原菌的去除 Fig. 7-1-6 The SRB removal in oil wastewater containing HPAM by Fenton pre-oxidation & biochemical treatment
132
7.1.2.4絮凝实验
由于生化出水稍有浑浊，为进一步降低污水中COD、聚丙烯酰胺及原油、 悬浮物等指标物质的含量，满足不同需求，采用絮凝法进一步去除指标物质。絮 凝剂采用最常见的物质明矾（KA1(S04)2_12H20)，而生化出水中残留少量的聚 丙烯酰胺，可作为助凝剂增加絮凝效果[157]，而无需额外添加助凝剂。结合含油 污水絮凝处理相关文献，考察不同的明矾投加量（60〜200 mg*!/1)对絮凝效果的 影响，以COD、悬浮物作为考察指标，结果见图7-1-7。由图7-1-7可以看出， 100 mg，!；1的明矾投加量对COD、悬浮物的去除效果最好，COD最低可降至20 mg-I；1，悬浮物含量可降至4.3 mg^L；1，继续增大明矾用量反而使处理效果变差， 增大水的浑浊程度。
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
图74-7明矾投加量对絮凝效果的影响 Fig. 7-1-7 The effect of alum dosage on flocculation
设定明矾的投加量为100 mg^L；1，对生化出水做了 5个批次实验，每次实验 体积为1L，考察对COD、聚丙烯酰胺及原油、悬浮物的去除，结果见图7-1-8。 絮凝处理后，COD稳定在20 mg^L；1左右，聚丙烯酰胺含量低于5 rngt1，原油 含量低于2.5 mgl'悬浮物含量低于5 mgU1，取得较好的去除效果，由于硫 酸盐还原菌含量过低，絮凝处理无影响。絮凝处理后的污水各指标可满足回注或 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
图7-1-8明矾对含聚污水中各指标的去除 Fig. 7-1-8 The removal of indexes in oil wastewater containing HPAM by alum
在实际油田水处理实际应用中多采用聚合铝盐作为常用絮凝剂，其絮凝效 果远高于明矾且用量较少，可在以后的实验中用聚合铝盐替代明矾提高絮凝效果 并降低成本。
7.2大庆油田含聚污水水样处理实验
从大庆油田某区块采得一含聚污水水样，其主要的水质指标如下：
表7-2-1大庆油田某区块水样水质
Table 7-2-1 The main water quality of oil wastewater containing HPAM in one block of
Paging Oilfield
COD
(mg.L-1)聚丙烯酰胺浓度
(mg.L-1)原油含量 (mg.L-1)悬浮物含量 (mg.L-1)硫酸盐还原菌 (lO^ell-mL-1)
2510〜31201671士20053 士 12160 士412.5 士 0.5
BOD5pH总N (mg.L-1)总P
(mg.L-1)盐度 (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，与胜利含聚水样相比此大庆含聚污水水样的COD含 量更高，可生化性很差（B0D5/C0D仅为0.09)，尤其是聚丙烯酰胺含量非常高， 是污水中COD主要的贡献成分，对COD的贡献最高可达67%;原油含量相对 较少；另外由于是三元复合驱（碱/表面活性剂/聚丙烯酰胺）后污水，碱性很强， pH很高，更增加了污水生化处理的难度。本实验采用Fenton预氧化——生化—— 絮凝处理此含聚污水。
134
7.2.1买验方法
Fenton预氧化的条件探讨
对大庆水样的Fenton氧化预处理条件进行探讨，考察pH、H202、FeS04_7H20
用量对COD去除的影响。
7.2.1.2大庆含聚污水处理的实验条件
大庆水样亦采用Fenton预氧化一生化处理，生化出水后再增加絮凝处理 部分。按照实验所得大庆污水Fenton氧化条件，进行Fenton氧化预处理，然后 按照COD:N:P为100:5:1进行可生化性调整后进入生化反应器进行生物降解，运 行9 d，絮凝处理部分，采用Id处理一批次，明矾的投加量为100 mgt1。在处 理期间考察对污水中各项主要指标（COD、聚丙烯酰胺、原油、悬浮物、硫酸 盐还原菌）的去除。
7.2.2结果与讨论
Fenton予页氧化处理条件
-l-LU/ s Q8 JO 1S1U03
pH
apH调整过程中COD、聚丙烯酰含量胺变化 The COD and HPAM content changes during pH adjustment process
大庆污水原样由于含有大量的硫酸盐还原菌，硫酸盐还原菌作用产生大量的 FeS使污水呈现黑色。在大庆含聚污水水样调酸性的过程中，有物质絮凝现象， 当pH调至5时现象开始明显，当pH继续下调至3.5时现象显著，出现大量沉 淀，污水颜色也由黑色变为澄清（图7-2-1)。测定了 pH调节过程中COD及聚 丙烯酰胺的变化，结果表明，当pH调低至2.5时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，由图中可以看 出COD与聚丙烯酰胺去除在pH小于3.5后变缓，且当pH为3.5时，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 可达43%、45%。因此选择pH 3.5为Fenton氧化的pH值。
135
bpH调整前后污水的颜色变化（左：调整前；右：调整后）
The wastewater colour changes before and after pH adjustment (Left: before pH adjustment;
Right: after pH adjustment)
图7-2-1 pH调整过程污水的变化
Fig. 7-2-1 The change of wastewater change during pH adjustment process
测定了絮凝物与污水清液的红外光谱图（图7-2-2).由图中可以看出，絮凝 物与清液中残留的主要物质的红外峰基本相同，由1653.73 cm—1酰胺基特征峰可 以得出，絮凝物主要为聚丙烯酰胺。这可能是由于在调酸性过程中，聚丙烯酰胺 与带正电荷的离子发生共沉淀。
Flocculate
图7-2-2絮凝物与污水清液的红外光谱图 Fig. 7-2-2 The spectra of flocculate and clear liquid of wastewater 在pH3.5, FeS04.7H20用量为3 g.I/1、反应时间为1 h,反应温度为30°C 时考察了不同双氧水的投加量（〇〜4 mLl1)对COD去除的影响（图7-2-3)。 由图7-2-3可以看出2 mL.L-1双氧水（30%双氧水溶液）的用幾卩可满足氧化的 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
图7-2-3双氧水投加量对COD去除的影响 Fig. 7-2-3 The effect of H2〇2 dosage on COD removal 固定双氧水用量为2 mlrl；1，考察了不同FeS04_7H20的投加量（0.5〜3.5 g-I；1)对COD去除的影响（图7-2-3)。由图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
的用量即可满足氧化的需求。
图7-2-4 FeS04,7H20投加量对COD去除的影响 Fig. 7-2-4 The effect of FeS04-7H20 dosage on COD removal 因此确定大庆含聚污水水样的Fenton氧化条件为pH 3.5、H202用量为2 mL-I/1、FeS04-7H20 用量为 2.0 gO/1，对 COD 的去除率可达 65%。
Fenton预氧化——生化——絮凝对大庆含聚污水的处理 1)含聚污水中COD、聚丙烯酰胺和原油的去除
137
测定了在运行的9 d内，Fenton预氧化生化对大庆含聚污水水样中
TT6E / §0
Time / d
图7-2-5 Fenton预氧化——生化对含聚污水COD的去除 Fig. 7-2-5 The COD removal in oil wastewater containing HPAM by Fenton pre-oxidation
combined with biochemical treatment
由图7-2-6可知，大庆水样来水的聚丙烯酰胺含量在1598〜1713 mgO；1，pH 调酸沉降后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，整个Fenton氧化阶段对聚丙烯酰胺的去除率在85% 左右，通过水解酸化与生物接触氧化两个连续的生化阶段后，生化出水的聚丙烯 酰胺含量在65〜89mg_U1，稳定出水后聚丙烯酰胺含量在75 mg，!/1以下，再通过
絮凝处理后，聚丙烯酰胺含量进一步降低至13.4-16.2 mg_L_1，Fenton预氧化
生化一絮凝处理对聚丙烯酰胺的去除率可达99%。
138
COD、聚丙烯酰胺和原油的去除情况，结果见图7-2-5〜图7-2-7。其中来水COD 值为大庆含聚污水水样的COD值，pH调酸后COD值为pH调酸池(调至pH 3.5 ) 沉降后出水的COD值，Fenton氧化出水COD值为沉降池出水的COD值，生化 后COD值为生化反应器出水COD值，絮凝后COD值为絮凝处理后污水的COD 值；聚丙烯酰胺及原油、悬浮物、硫酸盐还原菌含量的取样测定位置与COD相 同。由图7-2-5可知，来水的COD值在2512〜2772 mgO/1，pH调酸沉降后出水 COD 值在 1479〜1596 mg.I；1，Fenton 氧化出水的 COD 值在 519〜657 mg.I；1，整 个Fenton氧化阶段对COD的去除率在80%左右，通过水解酸化与生物接触氧化 两个连续的生化阶段后，生化出水的COD值在142〜198mg_U1，稳定出水后COD 值在170 mgO/1以下，再通过絮凝处理后，COD进一步降低至64〜91 mg，!；1，可 满足山东省半岛流域水污染物综合排放二级标准（COD^lOO mg^L；1)。Fenton 预氧化一生化一絮凝处理对COD的去除率可达97%。
图7-2-6 Fenton预氧化——生化对含聚污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
由图7-2-7可知，大庆水样来水的原油含量在43〜58 rngt1，pH调酸沉降过 程对原油的有一定程度的去除，通过吸附共沉降后出水的原油含量在39〜45 mg-I；1，Fenton氧化出水的原油含量在14.8〜17.4 mg’I；1，整个Fenton氧化阶段 对原油的去除率在70%左右，通过生化阶段后，生化出水的原油含量在4.2〜8.3 mg-I；1，稳定出水后原油含量在5 mgt1以下，再通过絮凝处理后，原油含量进
一步降低至1.2 -2.5 mg_L_1，Fenton预氧化生化絮凝处理对原油的去除
率可达98%，可满足油藏回注水指标(SY/T5329-94) A1级标准及DB37/676-2007 一级标准。
—■— Influent —〇— After pH adjustment
Time / d
图7-2-7 Fenton预氧化——生化对含聚污水原油的去除 Fig. 7-2-7 The crude oil removal in oil wastewater containing HPAM by Fenton pre-oxidation
combined with biochemical treatmen
139
2)含聚污水中悬浮物的去除
-J.05LU / luQPUOO SS
Time / d
图7-2-8 Fenton预氧化——生化对含聚污水中悬浮物的去除 Fig. 7-2-8 The SS removal in oil wastewater containing HPAM by Fenton pre-oxidation combined
with biochemical treatmen
由图7-2-8可知，大庆水样来水的悬浮物含量在147〜168 mg，!；1，pH调酸沉 降过程对悬浮物有较大程度的去除，通过吸附共沉降后出水的悬浮物含量在 96〜此过程对悬浮物的去除比原油的去除明显，这可能是由于悬浮物 表面多带有电荷，更易于被吸附沉降。Fenton氧化出水的悬浮物含量在10.3-13.6 mg-U1，整个Fenton氧化阶段对悬浮物的去除率在92%左右，通过生化阶段后， 生化出水的悬浮物含量在12.7〜14.3 mg^L；1，与胜利含聚水样相似，生化后悬浮 物的去除效果并不比Fenton氧化处理后效果好，反而略有升高。而通过絮凝处 理后，悬浮物含量降低至S+S-Urngf1，Fenton预氧化——生化——絮凝处理对 悬浮物的去除率高达97%，可以满足SY/T5329-94 B级标准（悬浮物含量公 mg-L-1)。
含聚污水中硫酸盐还原菌的去除
由图7-2-9可知，大庆水样的硫酸盐还原菌含量在20000〜25000 celhm!；1， 通过整个Fenton氧化阶段，硫酸盐还原菌含量降至80~120cell_mL_1，Fenton氧
化对硫酸盐还原菌的去除率可达99 %以上，再进入水解酸化阶段数量略有升高 及生物接触氧化阶段的抑制下降，又降低至在25 celhmU1以下，絮凝沉降阶段 对低含量的硫酸盐还原菌无影响，絮凝沉降后出水的硫酸盐还原菌含量与生化出 水的硫酸盐还原菌含量无明显变化，Fenton预氧化一生化一絮凝处理后的 污水中的硫酸盐还原菌含量可以满足SY/T5329-94最低标准（硫酸盐还原菌含量 <25 cell-mL'1),,
140
TBE/i ,；0 S昌OS
Time / d
图7-2-9 Fenton预氧化——生化对含聚污水中硫酸盐还原菌的去除 Fig. 7-2-9 The SRB removal in oil wastewater containing HPAM by Fenton pre-oxidation
combined with biochemical treatmen
7.3本章小结
分别对胜利油田含聚水样与大庆油田含聚水样进行了 Fenton预氧化一生 化处理小试实验，得出以下结论。
对胜利油田含聚污水按照以下参数：Fenton氧化条件为pH 5.0、H202的 用量UmlvL-1、FeS(V7H20的用量700 mg*L-1、反应时间为lh，反应温度为 30°C;流动进水条件为进水水温30°C、pH7.0、水力停留时间为72h、回流比为 1: 10;连续运行9 d，考察了 Fenton预氧化一生化处理对污水中各项主要指标
(COD、聚丙烯酰胺及原油、悬浮物、硫酸盐还原菌）的去除。结果表明，Fenton 预氧化一生化处理对COD的去除率可达94%，可满足山东省半岛流域水污染 物综合排放二级标准；聚丙烯酰胺的去除率可达93%，原油去除率可达95%， 悬浮物去除率可达90%;硫酸盐还原菌去除率可达99%，硫酸盐还原菌指标可 以满足回注水的最低标准。
对于Fenton预氧化——生化处理后胜利含聚污水中COD、原油、悬浮 物含量仍然较高的情况，采用絮凝处理进一步降低各指标值。结果表明，明矾的 投加量为100 mg，!；1，絮凝处理后，COD稳定在20 mg，!；1左右，聚丙烯酰胺含 量低于5mg_L_1，原油含量低于2.5mg_L_1，悬浮物含量低于5mg_L_1，取得较好 的去除效果。絮凝处理后的污水各指标可满足回注或外排的需求。
采用Fenton预氧化生化絮凝对大庆油田含聚污水进行处理小试
实验。经过条件优化，确定大庆含聚污水水样的Fenton氧化条件为pH 3.5、H202
141
用量为Imll；1、FeS04_7H20用量为l.Og^L；1。生化处理与絮凝阶段与胜利含聚
污水条件相同。结果表明，Fenton预氧化生化絮凝处理对COD的去除
率可达97%，可满足山东省半岛流域水污染物综合排放二级标准；聚丙烯酰胺的 去除率可达99%，原油去除率可达98%，可满足回注水A1级标准及外排水一级 标准；悬浮物去除率可达97%，可以满足回注水的B级标准；硫酸盐还原菌去 除率可达99%，硫酸盐还原菌指标可以满足回注水的最低标准。
142
8结论与展望
8.1结论
从含聚污水中筛选出6株聚合物降解菌，分别命名为sp. PAM-1、 Bacillus sp. PAM-2 ^ Ochrobactrum sp.?AM-3 ^ Acinetobacter sp. PAM-4^ Bacillus sp. PAM-5、sp. PAM-6。混合菌具有协同作用对聚丙烯酰胺、原油的降 解率分别可达46.1%、47.5%，明显高于单菌。微生物在pH 5〜9、温度30〜45°C、 盐度5〜12.5 gO/1、氧含量4〜6 mgl/1生长较好。当聚丙烯酰胺浓度为500 mgO/1、 原油浓度为 300 mgf1 时，0.2 gfiNaNCb、1 gO/1 K2HP04-NaH2P04 的用量就可 以满足降解的需求。微量的Fe3+和Mn2+ (浓度切.Olgt1)可促进微生物的生长 代谢。
对混合菌降解聚丙烯酰胺的机理初步探讨表明，混合菌可能是通过生物 催化类Fenton反应将聚丙烯酰胺分解利用。混合菌对原油中的芳烃利用率高于 烷烃，且对不同烃的利用呈现不同特点。利用混合菌对含聚污水进行了降解。结 果表明，通过7 d的降解，混合菌对COD、聚丙烯酰胺、原油的去除率分别可 达 56.3%、54.2%、46.1%。
对聚丙烯酰胺、原油单一存在及二者共存时的Fenton氧化条件进行了考 察。对于 SOOmg-I；1 的聚丙烯酰胺，在 ^O^mLO/1、FeSO^I^OSOOmg-L-1、 pH 3.0、温度30°C、反应时间30 min条件下，Fenton氧化对其去除率可达70% 以上；对于30〇11^.1/1的原油，在112021〇1111^1/1、？6804.71120 50〇11^.1/1、卩113.0、
温度30°C、反应时间1 h条件下，Fenton氧化对其去除率可达25%以上；对于 模拟含聚污水（聚丙烯酰胺及原油共存），在H202 15 mil；1、FeS04_7H20 700 mg-I；1、pH 3.0、温度30°C、反应时间lh条件下，Fenton氧化对聚丙烯酰胺去 除率可达65%以上，对原油的去除可达30%以上。Fenton氧化对聚丙烯酰胺的 降解比生物降解更为彻底，降解后的小分子产物生物毒性降低，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预氧化—— 生化对原油的去除效率。
考察了不同氧化pH条件下Fenton氧化对含聚污水的去除，结果表明，pH 为5时虽然去除效果不如氧化pH为3时效果好，但对含聚污水的COD、聚丙 烯酰胺、原油的去除率也达到61.5%、74.0%、47.2%。不同的pH氧化环境对悬 浮物的去除效率影响不大，均可在80%以上；不同氧化pH环境对硫酸盐还原菌 (SRB)的去除率均可达98%以上；在对不同pH值下Fenton氧化后的含聚污 水添加营养源调整后，其BOD5/COD值均在0.3以上，可生化性改善明显。在 Fenton氧化反应结束调中性并添加Mn02催化分解后残余的H202不仅不会抑制
143
细菌生长，反而促进其对有机物的降解。
考察了不同氧化pH条件下Fenton预氧化一生化联用对含聚污水的去除，
氧化pH为5时Fenton预氧化生化处理效果与氧化pH为3最终处理效果相
差不大，对COD、聚丙烯酰胺、原油的去除效率可达84.7%、92.1%、83.1%; Fenton预氧化一生化对SRB有很高的去除效率，不同氧化pH环境下最终都 使SRB含量小于10 celhmL'Fenton预氧化——生化对含聚污水中悬浮物的去除 主要是Fenton氧化阶段的去除。
对从青岛海泊河污水处理厂取得的好氧污泥在模拟含聚污水中驯化。添 加了功能降解菌的活性污泥具有更高的生物活性，对模拟含聚污水的COD的去 除可达51.8%。，比普通活性污泥的效率提高了 30%。活性污泥对实际含聚污水 COD、聚丙烯酰胺、原油的去除分别可达65.2%、62.2%、57.0%。
在折流板反应器（四个隔室，前两个为水解酸化池，后两个为生物接触氧化 池）中对活性污泥进行连续进水培养，运行15 d后具有稳定的COD去除效率， COD的去除率达到55%左右。进水pH 7.0、水力停留时间72 h、进水温度30〜40°C 时反应器对模拟含聚污水具有较高的降解率。稳定运行后，反应器对COD、聚 丙烯酰胺、原油的去除率最高分别可达67.6%、63.7%、58.7%，悬浮物的含量稳 定在 15〜30 mg.I；1，SRB 含量降至 102 cell.I/1。
采用Fenton预氧化一生化处理对胜利含聚污水进行处理小试实验。结 果表明COD的去除率可达94%，可满足山东省半岛流域水污染物综合排放
(DB37/676-2007)二级标准；聚丙烯酰胺的去除率可达93%，原油去除率可达 95%，悬浮物去除率可达90%; SRB去除率可达99%，SRB指标可以满足回注 水的最低标准。针对处理后胜利含聚污水中COD、原油、悬浮物含量仍然较高 的情况，采用絮凝处理进一步降低各指标值。明矾的投加量为100 mg，!；1时，絮 凝处理后，COD稳定在20 mg，!/1左右，聚丙烯酰胺含量低于5 rngt1，原油含 量低于2.5 mgl'悬浮物含量低于5 mgU1，取得较好的去除效果。絮凝处理 后的污水各指标可满足回注或外排的需求。
采用Fenton预氧化——生化——絮凝对大庆油田含聚污水水样进行处理小 试实验。结果表明，COD、聚丙烯酰胺的去除率分别可达97%、98%，可满足 DB37/676-2007二级标准；原油去除率可达98%，可满足油藏回注水指标 (SY/T5329-94) A1级标准及DB37/676-2007—级标准;悬浮物去除率可达97%， 可满足SY/T5329-94 B级标准；硫酸盐还原菌去除率可达99%，可满足 SY/T5329-94最低标准。
144
8.2论文的特色与创新点
探讨了聚丙烯酰胺的好氧降解机理。功能降解菌对聚丙烯酰胺的降解可 能是类Fenton反应机理。首先在各类氧化酶作用下发生聚丙烯酰胺端基氧化过 程并产生羟基自由基（_0H)，然后引发聚丙烯酰胺主链的_0H氧化过程使聚丙 烯酰胺长链断裂为小分子片段，使功能菌获得可被利用的碳源，功能菌又可通过 酰胺水解酶水解聚丙烯酰胺的酰胺基获得可被利用的氮源，进而维持与促进自身 的生长与繁殖。
研究了聚丙烯酰胺与原油共存对生物降解、Fenton氧化的影响。在各自 较低含量范围内（原油0〜Sg^L/1，聚丙烯酰胺0〜lg^L；1)，聚丙烯酰胺与原油的 共存可促进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，但在其含量较低时（0〜600 mgt1)对聚丙烯酰胺的去除影响不大; 而聚丙烯酰胺在较低含量时（0〜500 mg^L；1)对原油的Fenton氧化去除有促进作 用。
采用Fenton预氧化——生化——絮凝对两种含聚污水水样进行了可行性 试验，对COD、聚丙烯酰胺、原油、悬浮物、硫酸盐还原菌等指标物质的去除 进行了详细研究。
8.3存在的问题及展望
由于时间及实验条件有限，本论文中还存在以下不足，需要在后续实验工作 中加以补充、完善：
在污水处理小试实验生化处理部分，由于Fenton氧化后含聚污水中聚丙 烯酰胺及原油仍很难被降解，使水力停留时间（72 h)偏长，与一般污水处理的 水力停留时间（6-24 h)相比有一定差距，需要进一步优化各处理参数以提高处 理效率，减少水力停留时间。
小试实验中无油田中常采用的气浮除油工艺，在后续处理研究中可在 Fenton预氧化一生化处理之前加入气浮除油步骤，回收部分浮油，以减少污水 处理的负荷，降低药剂使用量，也可使出水的原油含量降至更低。
限于聚丙烯酰胺及原油的难生物降解特性，普通降解菌对于二者的去除 效率有限，可利用基因工程手段，提高细菌的降解性能，达到对二者高效去除的 目的。
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