预氧化生化法处理聚丙烯酰胺污水的实验研究：
预氧化生化法处理聚丙烯酰胺污水的实验研究，聚丙烯酰胺(Polyacrylamide,简称PAM )是一种线型的水溶性聚合物，以其相 对高分子量和低浓度水溶液的高粘性而被广泛用来提高原油的采收率。随着各个 油田相继采用聚合物驱以提高原油采收率，含聚污水的数量正在逐年增加。由于 PAM是高分子聚合物，所以含有聚丙烯酰胺（PAM)的污水具有粘度大，可生 化性差，难生物降解的特点。众所周知，聚丙烯酰胺虽然无毒无害，但其降解后 的单体丙烯酰胺(acrylamide, AM)却会伤害人和动物的周围神经系统。而且，聚 丙烯酰胺在大多数应用领域的最终归属为进入地表水或地下水，而含有聚丙烯酰 胺的污水不仅会改变水的理化性质，而且聚丙烯酰胺本身对化学需氧量(chemical oxygen demand, COD)也有贡献，且可能会因为解聚而释放丙烯酰胺。因此，如 何处理含聚污水一直是环境保护者研究的一大难题。
论文的研究内容分为五部分。第一部分是文献综述；第二部分是Fenton预 氧化提高油田含聚污水的可生化性；第三部分是油田含聚污水的生化处理；第四 部分是Fenton预氧化-生化法处理油田含聚污水的室内模拟实验；第五部分是结 论与展望。
该论文以胜坨含聚污水为研究对象，由于含聚废水的BOD5/COD值很小，可 生化性较差，若直接采用生物处理，处理效果差，所以本论文拟将物化法与生物 法结合，在生物处理前进行预处理，提高废水的可生化性。通过实验研究，主要 研究结论概括如下：
1.通过Fenton预氧化来处理含聚污水，提高其可生化性。通过单因素实验 和正交优化实验，确定了Fenton氧化降解HPAM的最佳条件，即反应时间为40 min，溶液的初始pH=4，H2O2/CODH.0，H2O2/Fe2+=12，反应温度为 40°C。在 此条件下，HPAM和COD的去除率分别达到83.8°%和77.1°%，BOD5/COD值也从
不到0.10升高到0.40以上，HPAM的可生化性得到了明显改善。并用含聚丙烯 酰胺降解菌的活性污泥进行了对比验证实验，结果证实经过Fenton氧化预处理， HPAM降解为容易被微生物利用的物质，可生化性提高，从而为含聚污水进行后 续生物处理创造了有利条件。
2.本文从胜利油田的活性污泥中筛选出三株聚丙烯酰胺降解菌，通过比较
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筛选出一株降解效果较好的菌，命名为AS-2。经生理生化鉴定和PCR-16S rDNA 鉴定后，菌AS-2为脱氮副球菌。研究了AS-2对聚丙烯酰胺生物降解的最佳条件。 结果表明，当降解时间为5 d，pH=8,温度为40 °C，碳源为原油，氮源为NaN〇3, 原油和NaN〇3的含量分别为2.5 g-L-1，1.4 g-L-1时，AS-2对聚丙烯酰胺的降解率 达到 45.23 %。
3.根据所优选出的最佳条件，用Fenton预氧化-生化法处理含聚污水进行了 室内模拟实验。经Fenton氧化和生化处理后的含聚污水的CODcr值和聚丙烯酰 胺的去除率分别达到了 93.63%和90.50%。并分别对原样、氧化产物和生化降解 产物进行红外扫描。结果表明，Fenton氧化可能把部分聚丙烯酰胺氧化成了醛和 羧酸，经生化处理的聚丙烯酰胺，聚丙烯酰胺降解菌主要降解了聚丙烯酰胺的侧 链，把酰胺基降解成了羧酸和游离的氨基。并用高效液相色谱法检测了氧化和生 化后的PAM溶液，未检测出单体丙烯酰胺。
前言
聚丙烯酰胺(Polyacrylamide, PAM )是一种线型的水溶性聚合物，以其相对高 分子量和低浓度水溶液的高粘性而被广泛用来提高原油的采收率。聚丙烯酰胺在 为油田生产提高采收率的同时，对其采出液的处理遇到很大问题。注入地层的聚 丙烯酰胺随原油/水混合液进入地面油水分离与水处理终端，大幅提高了混合液 的粘度和乳化性，使油水分离难度加大，造成采出水含油量严重超标。聚丙烯酰 胺对环境的直接影响是油田生产过程中不得不向当地水体排入采出水。由于油田 配制聚丙烯酰胺需要新鲜水和以及部分低渗透地层，使部分含有较高浓度的聚丙 烯酰胺采出水外排。绝大多数的聚丙烯酰胺进入地下油层，由于地层结构原因， 很难避免其渗透到地下水层。聚丙烯酰胺在地面水体和地下水中的长期滞留，必 将对当地水环境造成潜在的危害。众所周知，聚丙烯酰胺虽然无毒无害，但其降 解后的单体丙烯酰胺(acrylamide, AM)却会伤害人和动物的周围神经系统。而且， 聚丙烯酰胺在大多数应用领域的最终归属为进入地表水或地下水，而含有聚丙烯 酰胺的污水不仅会改变水的理化性质，而且聚丙烯酰胺本身对化学需氧量 (chemical oxygen demand, COD)也有贡献，且可能会因为解聚而释放丙烯酰胺。
因此，如何处理含聚污水一直是环境保护者研究的一大难题。
聚合物驱采油废水的处理方法很多，大致可以分为物理法，化学法，生物法。
其中生物处理方法作为对环境污染物高效的处理手段，由于其技术上的成熟、无 二次污染和其低廉的运行费用，微生物降解与处理工艺已经在各种污染物的无害 化处理领域发挥着核心作用。但由于PAM是高分子聚合物，所以含有聚丙烯酰 胺的污水具有粘度大，可生化性差，难生物降解的特点。所以本论文将物化法与 生物法结合，在生物处理前进行预处理，提高废水的可生化性。由于Fenton试 剂法具有氧化效果好，设备简单，易于操作，无二次污染的优点，因此选用Fenton 试剂进行预处理。采用Fenton预氧化-生化法处理油田含聚污水，取得了初步的 研究成果。
1文献综述
石油是一种不可再生的重要能源和工业原料，在我国现代化建设中对人们的 生活与工作中有着极为重要的作用，被广泛地应用于国民经济的各个方面，是重 要的战略物资[1]。随着世界经济的发展，特别是我国近几年来，石油需求量不断 增加，同时我国石油生产的主力油田呈现逐年下降趋势。如果这种局面不能得到 有效的扭转，我国国民经济持续发展的战略目标就会受到很大的影响，所以我国 十分重视石油开采技术的发展。为了缓解石油供需之间的矛盾，各国加大了勘探 新油田的力度，但油田资源毕竟有限，可供勘探的资源越来越少。因此，在现有 的油田中如何提高石油的采收率，成为世界各国都非常关注的问题。从人类社会 对于石油的需求以及油田开发方式的发展趋势来看，三次采油将成为21世纪工 业普遍应用的主导开发方式，具有极重要的战略意义。目前，聚合物驱油是世界 上大多数油田开采后期采用的方法，相应产生大量的废水，造成严重的环境污染 问题，如不能很好的解决，将严重制约油田生产。因此，开发出一种高效，快捷 的采油废水处理方法，成为一项非常重要的任务。
1.1三次采油含聚污水现状及特征
聚合物驱油技术(polymer flooding)是目前应用最广泛的三次采油技术，它是 指在油田注入水中加入一定量的水溶性高分子量的聚合物(具体为聚丙烯酰胺， Polyacrylamide PAM)，增加水相粘度，同时降低水相渗透率，改善油水流度比， 提高原油采收率的方法。美国于1964年最先开展了聚合物驱采油技术的矿场试 验，取得了成功，随后苏联、加拿大、法国、德国以及阿曼等都进行了聚合物驱 工业化试验。但由于聚合物驱采油生产成本较高和油价波动等因素的影响，目前 上述各国的聚合物驱采油作业已经不多。
随着我国主要油田的二次开采进入中后期，出于对经济发展所需能源不断增 加以及能源安全的考虑，我国于1996年在大庆油田也开始了聚合物驱采油技术 的工业化应用，到2002年的时候，大庆油田聚合物驱油动用地质储量己达到4.05 X108吨，年产原油量突破千万吨，其规模之大是国外油田所不能比拟的。目前 聚合物驱油技术在我国各油田的应用已大规模展开。
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但聚合物驱油作业的综合含水率为80%左右，在聚合物驱油技术提高原油采 收率，获得原油稳产和高产的同时，大量的新型采油污水，聚合物驱采油污水也 随之产生了。与注水驱采油废水的水质条件相比，聚合物驱采油废水中不仅含油 量高，而且含有大量的聚合物。含有的聚丙烯酰胺（HPAM)已被大量水解，一 方面由于水溶性作用增大污水的粘度，根据Stokes公式不利于水中油滴等颗粒的 分离；另一方面，HPAM靠其分子链上的吸附基团(-CONH2)吸附水中的油滴及 固体悬浮物等颗粒，过多的HPAM分子包裹在颗粒表面，并且由于HPAM分子 链上的带电基团(-COO-)在水中的解离，使得颗粒表面带上了大量的负电荷，增 加了颗粒表面的电荷电位及颗粒间的静电排斥力，再加上-COO-基团亲水水溶剂 化作用，在带有大量负电荷的颗粒外围又包裹了一层水化壳，这样就大大增强了 水中油滴等颗粒的乳化稳定性[3]，此时HPAM实际起了高分子分散剂的作用，使 得细小的油滴等颗粒难以聚结长大[4]，很难从水中分离出来并使采出液粘度增 大。因此，采出液不易破乳脱水。基于以上原因，聚合物驱采油所产生的含油污 水也不同于一般的含油污水，它的主要特点有：
采出水中含有聚合物，会使含油污水的粘度成倍增加(通常增加4-6倍 以上)，油水乳化程度和强度增高，油水分离速度减慢。同时会增大水中胶体颗 粒的稳定性，使污水处理所需的自然沉降时间增长。
聚合物属亲水性表面活性剂，对W/O型乳状液具有一定的破坏作用， 阻碍W/O型乳状液的生成，却有助于O/W型乳状液的生成，因而增加了处理难 度，使处理后的污水中油含量较高。
由于阴离子型聚合物的存在，严重干扰了絮凝剂的使用效果，使絮凝 作用变差，大大增加了药剂的用量。含聚合物后，含油污水处理的总体效果变差， 处理后的水质达不到原有水质标准，油含量、悬浮固体含量严重超标。
由于聚合物吸附性较强，携带的泥沙量较大，大大缩短了反冲洗周期， 增加了反冲洗工作量。同时由于泥沙量增大，要求污水处理各工艺环节排泥设施 必须得当，必要时需增加污泥处理环节。
从上述水质特点可以看出三采含聚污水是一种粘度较大、乳化程度较高、难 生物降解的有机污水。大庆某油田注入的聚合物为阴离子型部分水解聚丙烯酰胺 (HPAM)，分子量为1300万和2500万，注入浓度为5000mg/L左右，根据生产实 际调整。目前采用的处理工艺仍然是传统的老三段式的处理方式，即“自然除油- 混凝除油-压力过滤”方法，采出液中聚合物浓度最高为700mg/L左右，不能满足 油田回注水的有关标准 。用油田现有的采油污水处理工艺(沉降或浮选-过滤)处 理含聚污水，出现了沉降时间过长，出水达不到油田回注水水质要求，无处回注， 外排又严重污染环境等问题。因此研究有效的处理含聚污水方法，已经成为油田 继续扩大聚合物驱油作业中亟待解决的问题，有着显著的实际应用价值和良好的 环境效益。
1.2三次采油含聚污水的处理方法
聚合物驱采油废水的处理方法很多，大致可以分为物理法，化学法，生物法。 1.2.1物理处理方法
物理处理技术有很多种可以用来处理聚合物三次采油废水，传统的方法主 要包括气浮法，膜分离法和过滤法。
气浮法是固液分离或液液分离的一种技术，主要用于从废水中去除密 度小于1的悬浮物、油类和脂肪等，油水分离效率很高，对于去除胶态油与乳化 油具有较好的作用，目前广泛应用于各类含油废水的处理，一般和絮凝法结合使 用，如阿曼的Sultan Qaboos大学用聚合氯化铝(PAC)和聚丙烯酰胺作混凝剂，结 合气浮法处理Marmul油田的采油废水，使含油废水的油浓度从200mg/L降至 30mg/L以下。同时气浮具有降温、充氧的功效，能够提高微生物的生化降解性 能，可作为生化法的预处理技术。
膜分离技术是利用膜的选择透过性对污水进行分离和提纯的技术。近年 来膜分离技术越来越多的用于油田采出水的处理。美国在1991年前后研究了一 种陶瓷超滤膜处理油田采出水，处理后的水达到了油田回注水的水质标准。膜分 离法具有不需加入其它试剂，不产生含油污泥等优点，但对废水的预处理要求严 格，膜的清洗亦十分麻烦，同时膜污染使得膜通量降低也是一个需要解决的问题。
从膜技术在油田的室内研究与现场应用可以看出：膜分离技术作为一种有效 的分离手段，其试验和应用结果都可以达到油田的各种特殊要求，应用前景十分 诱人。但是，能否得到广泛的应用，主要取决于它分离的长期有效性和工艺的经
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济性。
王北福等[6]将油田驱采出水经处理后回用作聚合物配制用水，开展了超滤与 电渗析联用处理含聚合物污水的试验研究。超滤膜为5- HFP-276-PV I型管式超 滤膜，共4根，两两串联后再并联，单根管长为152.4cm，直径为2.54cm，有效 面积为0.10m2，其材质为PVDF,截留分子质量为120ku,经处理后使其表面带 负电荷，因而具有抗油污染的性能。电渗析所用离子交换膜为3361和3362型异 相阴阳离子交换膜，共60对，按两极4段安装，膜的有效面积为770cm2,阳膜 面电阻<12Q* cm2,阴膜面电阻<15cm2,阴阳极都为钦涂钉电极。结果表
明：管式滤膜能有效去除水中的原油、悬浮物和聚合物等杂质，保证了电渗析装 置的平稳运行，而电渗析是一种经济有效的降矿化度技术；处理出水能够达到和 清水一样的配液效果，从而可以代替清水用于现场配制聚合物溶液。
过滤法主要是利用滤料对石油类、悬浮物的截留来达到对污染物质去除 的目的。过滤法除油效果良好，但对进水水质的pH值、温度、CODcr含量、石 油类污染物的浓度及过滤速率等因素的要求较为严格。
此外，近年来，新型物理处理技术也开始应用于聚合物驱采油废水的处理。 如超声波处理技术[7]，在国外己有大量实验室的基础研究成果，被认为是一种有 前途的废水处理技术[8]。吸附法是利用固体表面有吸附水中溶解性物质及胶体物 质的能力，但成本较高且再生困难，处理能力不稳定；薄膜电解技术也是处理乳 化含油废水的新方法；磁化法处理乳化含油废水是近年来研究的一项新技术，该 技术通过在采油废水中加入电解质以增加其导电性，在磁电装置的作用下使采油 废水产生磁性，并以此破坏乳化油滴的稳定性，进而油水分离。
1.2.2化学处理方法
化学法包括化学氧化法，混凝沉淀法和一些新型处理方法。
化学氧化法常用于生物处理的前处理。一般是在催化剂作用下，用化学 氧化剂处理有机污水以提高其可生化性，或直接氧化降解污水中有机物。高级氧 化技术（Advanced Oxidation Processes, AOPs)是一种新兴的水处理方法，其基 础在于运用电、光辐射、催化剂，有时还与氧化剂结合，在反应中产生*OH， 通过自由基与有机化合物之间的加成、取代、电子转移、断键等使水中的大分子 5
难降解有机物氧化降解成低毒或无毒的小分子物质，甚至直接降解成为002和 H2O接近完全矿化。目前，针对HPAM降解主要是添加降解剂产生自由基的氧化 反应。
众多研究表明，生物难于处理的污染物通常具有相应的化学稳定性，难于被 常见的氧化剂矿化，这就要求所采用的化学氧化剂具有足够的氧化能力以彻底破 坏有机物，这种趋势促使了以产生• 0H为主要特点的AOPs的迅速发展。常见 氧化剂的标准电极电位见表1-1。
表1-1常见氧化剂的标准电极电位
Table 1-1Standard potential of common oxidants
氧化剂种类标准电极电位9/v
F22.87
•0H2.80
Fe(^)2.20
032.07
氏021.77
Mn041.68
HC1041.63
C1041.50
Cl21.36
Cr(^)1.33
021.23
其数据表明，除F2外，，0H和Fe(VI)比其他常见的氧化剂具有更高的电极电 位，因此具有更高的氧化能力。高级氧化过程区别于其他氧化的特点在于以下几 方面：
1)反应过程中产生大量非常活泼的• 0H自由基，• 0H是反应的中间产物， 可诱发后面的链反应，由于*0H的电子亲和能为569.3kJ/mol，可将饱和烃中的 H拉出来，形成有机物的自身氧化，从而使有机物得以降解，这是各类氧化剂单 独使用都不能做到的。
2 ) *0H无选择的与污水中的污染物反应将其降解为二氧化碳、水和无害盐，
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不会产生二次污染。
反应速度快，多数有机物在此过程中的氧化速率常数可达106-109/mol*s。
适用范围广，较高的氧化电位使得• OH几乎可将有机物氧化直至矿化。
反应条件温和，通常对温度和压力无要求，不需要在强酸或强碱介质中进 行。
由于它是一种物理-化学处理过程，很容易加以控制，以满足处理需要。
它既可以作为单独过程处理，又可与其他处理过程相匹配，特别是可作为 生物处理过程的预处理手段，难生物降解的有机物在高级氧化过程处理后其可生 化性大多可以提高，从而有利于生物法的进一步降解。
王宝辉等[9]采用次氯酸盐氧化法制备了高铁酸钾，并以高铁酸钾为氧化剂， 对油田含PAM的污水进行降解和降粘的研究，探讨了高铁酸钾投加量，初始pH 值初始浓度和反应温度对氧化降解以及降粘的影响。结果表明，高铁酸钾是一种 高效的强氧化剂，氧化PAM降解率在60min时达90°%以上；降粘性能也非常显著， 在15min时含PAM污水的粘度可以降至与蒸馏水相近的粘度。同时，该研究者还 对高铁酸钾氧化PAM污水降解和降粘机理探讨，推断其机理为：
Fe〇42 + H+ + (-CH2 -CH2-、2 —2 -2-)n-m
CONH2 + FeO43- ^ CH = CH2 - CONH2 + CH2 = CH2 -COOH + HFeO43— — CO2+ H2O + Fe3+ + NO3— + N2
张铁凯等[10]通过对油田聚合物驱污水特性的研究，提出处理油田聚合物驱污 水的关键是去除污水中的PAM。并进行了Fenton试剂法氧化去除油田污水中聚丙 烯酰胺的试验研究。Fenton氧化法是典型的均相AOPs。过氧化氢与亚铁离子的 结合即为Fenton试剂。Fenton试剂具有极强的氧化能力，特别适用于某些难治理 的或对生物有毒性的工业废水的处理。结果表明：在聚丙烯酰胺，FeS04*7H2〇 和H2O2的质量比为400:100:165条件下，处理后污水中PAM残存率在10%以下， 处理每吨废水总运行费用小于2元。
近年来，国际上对光催化技术应用于环境治理方面的研究高度重视，研究活 动非常踊跃，取得的成果非常显著，大量的研究报道表明，光催化法对环境污染 物有很好的去除效果，反应过程中产生强氧化性基团(主要是*〇H)，通过自由基
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使很多生物难降解的物质最终可以达到完全矿化。光催化法处理污水是当前污水 处理四大热门研究课题之一，是一种潜在的、非常有发展前途的、对环境友好的 污水处理技术。罗一菁等[11]以1102为光催化剂，利用紫外灯为光源，以质量浓度 为200 mg/L的PAM水溶液为模拟污水，探讨了光催化氧化降解水中聚丙烯酰胺 的可行性，取得了较好的试验结果。陈颖等[12]研究者以半导体粒子为光催化剂， 利用光能，针对油田采污水中的PAM，探讨了光催化氧化降解水中聚丙烯酰胺的 可行性，取得了较好的试验结果。
混凝沉淀法
混凝技术是目前国内外普遍使用的一种水处理技术，是用来提高水质处理效 率既经济又简便的方法，在水处理领域中得到了广泛的应用[13]。
在油田污水现有处理工艺系统的基础上，研究出针对含聚合物污水的高效絮 凝剂，不但可以避免耗费大量资金筹建新的污水处理站或增设新的处理设备而且 还会提高水处理效率，目前在这方面的研究已有一些进展。
邓述波等[14]通过筛选复配得到的絮凝剂XN98,该絮凝剂由无机絮凝剂和有 机阳离子絮凝剂组成，主要成分为无机絮凝剂，其作用是电性中和，使胶体脱稳， 而其中少量的有机阳离子絮凝剂则起到电性中和及絮凝架桥的双重作用，使絮团 紧密结合。室内试验表明，该絮凝剂处理聚合物驱污水效果优于PAC(聚合铝)， 调整用量可使处理后水质分别达到不同渗漏层注水控制标准。
李大鹏[15]认为聚铝和硫酸铝混凝处理含聚污水的机理为：HPAM在羟基铝离 子的桥联作用下，形成具有空间网状结构的沉淀物而被去除，采出水粘度降低。 其中聚铝能将500mg/L HPAM的污水降低到0.43 mg/L。作者研制的改性聚合铝 (HPAC)对聚合物采油污水进行混凝处理可使油的去除率达到99.9%以上，处理后 水质能满足一级处理的出水要求(即SS< 20 mg/L，油<50 mg/L)。
李桂华等[16]研制的絮凝剂LN-A和助凝剂LN-B对聚合物采出水中的悬浮物 和残余油有高效脱稳、强絮凝及破乳能力，用于大庆采油二厂的聚合物驱采出水 处理，出水悬浮物和残余油满足回注水标准。以上开发出的新型絮凝剂均是针对 阴离子型PAM的特点来设计的，且大多是对无机阳离子絮凝剂的改性或是复配的 结果，有机高分子絮凝剂虽然絮凝效果好，但由于价格较高，应用受到限制。可 见对于絮凝法处理含聚污水的研究方向是研制高效低价的阳离子絮凝剂。
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此外，近年来国内外利用其它化学法处理三次采油废水也取得了较大进展。 例如，电解絮凝法，就是以铁为阳极，生成的Fe(OH)2在空气中逐渐氧化成 Fe(OH)3，与聚合物絮凝沉淀，将其从水中去除；光催化法对环境污染物有很好 的去除效果，反应过程中产生强氧化性基团(主要是*OH)，通过自由基使很多生 物难降解的物质最终可以达到完全矿化。有研究者以半导体粒子为光催化剂，利 用光能，针对油田采污水中的PAM，探讨了光催化氧化降解水中聚丙烯酰胺的可 行性，取得了一定的进展。
1.2.3生物处理方法
生物处理方法作为对环境污染物高效的处理手段，由于其技术上的成熟、无 二次污染和其低廉的运行费用，微生物降解与处理工艺已经在各种难降解污染物 的无害化处理领域发挥着核心作用。
生物法处理油田采出水大致可分为好氧生物处理和厌氧生物处理两种方法。
好氧生物处理主要方法有活性污泥法和生物膜法，并发展出多种工艺：
活性污泥法：在采油废水处理中应用最多的工艺为间歇式活性污泥法 (sequencing batch reactor, SBR)。巴西的 Rio De Janeiro 等应用 SBR 工艺对油田米
油废水进行生物处理实验，CODcr的去除率在50%以上。
生物膜法：生物膜法中应用在采油废水处理的方法主要有生物滤池、生 物流化床和生物接触氧化等，因为采油废水的悬浮物(SS)—般较高，生物膜法处 理的废水必须先进行预处理，应用受到一定局限。
厌氧处理可以使高分子有机物质降解为低分子的酸和醇类，并去除一部 分的S2-，提高好氧可生化性。国外研究者发现HPAM的降解产物可作为细菌生命 活动的营养物质，反过来营养的消耗又促使HPAM降解，聚合物驱油在注入地下 过程中经过一段密闭系统，具备了硫酸盐还原菌生长的条件。
Junzo Suzuki等[17]针对HPAM生物降解性能进行研究，结果表明无论是高分 子量的HPAM，还是经过氧化后断链的低分子量的HPAM都难于生物降解。 Mamouni等[18]对HPAM溶液进行48小时紫外线处理以及6个星期的驯化后，好 氧去除HPAM和厌氧去除HPAM的效率都显著提高，从原有的可生化性仅有
6%-0.7%，提高到15%以上。
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黄峰[19]和程林波[20]对硫酸盐还原菌对HPAM的生物降解性能进行了考察。黄 峰对接种不同菌量的HPAM，选择了 300°C的恒温、pH=7左右、HPAM溶液浓度 在500-800mg/L时，溶液粘度损失较大。研究者认为此浓度范围较适宜SRB生长， SRB的繁殖促进HPAM的降解，从而导致HPAM水溶液粘度损失较大。油田采出 水中的温度、pH值、HPAM浓度都与研究SRB降粘最佳参数接近，利用油田水中 的原有硫酸盐还原菌降粘是一个切实可行的方法。程林波将硫酸盐还原菌引入水 解工艺中，证明了硫酸盐还原菌对HPAM降解的可行性。
Holliman等[21]研究了大田和实验室土壤中的微生物对PAM的降解作用，通过 监测土壤中的微生物的生长情祝、酰胺酶和土壤中的氮的含量的变化，认为PAM 的微生物降解很慢，土壤中的PAM的降解是物理、化学和生物共同作用的结果。
作为一种相对稳定的高分子聚合材料，聚丙烯酰胺有着极强的生物抗性，即 使是己经被降解为小分子的聚丙烯酰胺依然有着这一特征。到目前为止，国内外 对聚丙烯酰胺的生物降解研究基本停留在初步阶段。仅有少量的有关聚丙烯酰胺 的生物降解的文献报道，而且多数研究结果表明高分子量PAM难于被微生物利 用和降解。
作为对环境污染物高效、彻底的处理手段，生物降解与处理工艺已经在多种 难降解污染物的处理领域发挥了重要的作用。基于微生物自身的特点，以及目前 飞速发展的分子生物学技术和基因工程，微生物法必将成为解决聚丙烯酰胺及其 降解物引起的环境污染问题的重要手段。
Fenton法的氧化机理及在废水处理中的应用进展
Fenton氧化法是一种高级氧化技术。1894年，法国科学家Fenton发现，在酸 性条件下，H2O2在Fe2+离子的催化作用下可有效的将酒石酸氧化[22]。后人将H2O2 和Fe2+命名为Fenton试剂。1964年H.R.Eisenhouser首次使用Fenton试剂处理苯酚 及烷基苯废水，开创了 Fenton试剂在环境污染物处理中应用的先例[23]。该法既可 以作为废水处理的预处理，又可以作为废水处理的最终深度处理。所以，Fenton 试剂在废水处理中有着广阔的应用前景，日益受到国内外的关注[24]。
随着环境科学技术的发展，近三十年来，Fenton法派生出许多分支，如光 -Fenton法、电-Fenton法、超声-Fenton法等[25]。因此，从广义上讲可以把除普通
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Fenton法外，其余的通过H2O2产生轻基自由基处理有机物的技术称为类Fenton试 剂法[26]。虽然Fenton试剂在处理难生物降解或一般化学氧化难以奏效的有机废水 时有其他方法无法比拟的优点，但是单独使用Fenton试剂处理废水成本会很高。 所以近年来，Fenton试剂与其他技术（如生物法、絮凝法、吸附法等）联合处理 废水也得到了广泛的研究和应用。从发展历程来看，Fenton法基本上是沿着光化 学、电化学以及和其它方法联用的三条路线向前发展的[27]。
1.3.1普通Fenton试剂反应机理
Fenton试剂在水处理中的作用主要包括对有机物的氧化和混凝两种作用。对 有机物的氧化作用是指Fe2+与H2O2作用，生成具有极强氧化能力的羟基自由 基• OH而进行的游离基反应[28];另一方面，反应中生成的Fe(OH)3胶体具有絮凝、 吸附功能，也可去除水中部分有机物[29]。
1.3.1.1自由基原理
Fenton试剂之所以具有很强的氧化能力，是因为H2O2被Fe2+催化分解生成羟 基自由基(.OH)，并引发产生更多的其他自由基。其详细反应机理如下[30]:
Fe2 + + H2O2 ^ Fe3+ + OH- + »OH
Fe3+ + H2O2 ^ Fe2 + + HO2 •+H+
Fe2+ +-OH ^ Fe3+ + OH-
Fe3+ + HO2Fe2 + + O2 + H+
•OH + H2O2 ^ H2O + HO2 •
Fe2+ + HO2.— Fe3+ + HO2- RH +iOH ^ R i+H2O
R.+Fe3+ ^ R+ + Fe2+
R•+H2O2 ^ OH +.OH
整个体系的反应十分复杂，其关键是通过Fe2+在反应中起激发和传递作用， 使链反应能持续进行直至H2O2耗尽[31]。以上链反应产生的羟基自由基具有如下 重要性质：
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氧化能力强。羟基自由基的氧化还原电位为2.8V[32]，仅次于氟(2.87V)， 这意味着其氧化能力远远超过普通的化学氧化剂，能够氧化绝大多数有机物，而 且可以引发后面的链反应，使反应能够顺利进行。
过氧化氢分解成羟基自由基的速度很快，氧化速率也较高。羟基自由基 与不同有机物的反应速率常数相差很小，反应异常迅速[33]。另一方面也表明羟基 自由基对有机物氧化的选择性很小，一般的有机物都可以氧化。
羟基自由基具有很高的电负性或亲电性。这决定了Fenton试剂在处理含 硝基、磺酸基、氯基等电子密度高的有机物的氧化方面具有独特优势[34]。
羟基自由基还具有加成作用。当有碳碳双键存在时，除非被进攻的分子 具有高度活泼的碳氢键，否则，将发生加成反应。
1.3.1.2絮凝作用机理
Fenton试剂在对一些实际废水处理过程中存在的现象有时候难以用羟基自 由基机理解释。Walling和Kato的研究指出，Fenton试剂在处理有机废水时会发生 反应产生铁水络合物。主要反应式如下[35]:
[Fe(H2O)6]3+ + H2O ^ [Fe(H2O)5OH]2 + + H3O+
[Fe(H2O)5OH]2+ + H2O ^ [Fe(H2O)4(OH)2]+ + H3O+
当pH为3-5时，上述络合物变成：
2[Fe(H2O)5OH]2+ 4[Fe(H2O)8(OH)2]4+ +2H2O
[Fe(H2O)8(OH)2]4+ +H2O 4[Fe2(H2O)7(OH)3]3+ +H3O+ [Fe2(H2O)7(OH)3]3+ +[Fe(H2O)5OH]2+ —[Fe3(H2O)7(OH)4]5+ +2H2O
以上反应方程式表示了Fenton试剂具有絮凝功能。Sheng H.Lin的研究[36]表 明，Fenton试剂所具有的这种絮凝功能是Fenton试剂降解CODcr的重要组成部分。 因此可以看出利用Fenton试剂处理废水所取得的较好的处理效果，不是单纯因 为-OH的作用，这种絮凝功能同样起到了重要的作用。
1.3.2类Fenton试剂反应机理及应用 1.3.2.1 光-Fenton 法
普通Fenton法在黑暗中就能破坏有机物，具有设备投资省的优点。但其存在
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两个缺点：一是不能充分矿化有机物，初始物质部分转化为某些中间产物，这些 中间产物或与Fe3+形成络合物，或与_OH的生成路线发生竞争，并可能对环境的 危害更大；二是H2O2的利用率不高。当有光福照(如紫外光)时，Fenton试剂氧化 性能有所改善(尤其是对污染物质浓度较高的水溶液)。若在该体系中加入某些络 合剂(如C2〇42-、EDTA、柠檬酸盐等)，可增加对有机物的去除效果[37]。
UV/Fenton法反应机理
UV/Fenton法是在Fenton反应的基础上产生的一种新的氧化技术，其基本原 理类似于Fenton试剂，所不同的是反应体系在紫外光的照射下三价铁与水中氢氧 根离子的复合离子可以直接产生羟基自由基并产生二价铁离子，二价铁离子可与 H2O2进一步反应生成羟基自由基，从而加速水中有机污染物的降解速度。详细的 反应机理概括如下[38]:
Fe2+ +H2O2 -Fe3++ HO*
[Fe(OH)]2 + h%Fe2H+ HO*
[Fe(OOC R)]2+^ Fe;2+ + R *+CO2
HO.+RH ^ H2O + R •
Fe2+ + HO»^ Fe3+ + OH-
UV/Fenton法的主要优点是有机物矿化程度好，其发展方向应是加强对聚光 式反应器的研制，以便提高光量子的利用效率，用太阳光替代紫外光，降低成本。 UV/Fenton法只适宜于处理中低浓度的有机废水，反应装置复杂，处理费用高。 (2) UV/Fenton/羧酸根阴离子法反应机理
UV/H2O2/草酸铁络合物法是对UV/Fenton法的发展。UV/Fenton法利用太阳能 的能力不强，为了改善这种状况，人们把羧酸根阴离子引入光Fenton法，形成了 一种新的水处理方法-UV/H2O2/羧酸铁络合物法。该方法的优越性主要表现在3 个方面：具有利用太阳能的应用潜力、可处理高浓度有机废水以及可节约H2O2用 量。草酸铁受太阳辐射时，反应过程如下[39]:
[Fe(C2O4)3]3—+hv — Fe(II) + 2C2O42—+C2O4.—
C2O4.-+[Fe(C2O4)3]3——Fe(II) + 3C2O42-+2CO2
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C2O4._ + O2—〇2._+2C〇2 O2.— +H+ —H〇2.
H〇2. +H〇2. — H2O2 + O2
H2O2 + Fe(II) ^ Fe(III) +.OH + OH_
C2O42-的加入降低了 H2O2的用量，加速了 Fe3+向Fe2+的转化，并且保证了体 系对光线和H2O2较高的利用率。持续产生的_〇H自由基是强氧化剂，与有机物反 应无选择性，并能引发一系列链式氧化反应，最终导致有机污染物的无机化。草 酸根随着反应的进行，最后生成CO2,铁离子随着草酸根的消耗最后生成氢氧化 铁沉淀移出水相。
1993年Ruper等首次将近紫外光引入Fenton法中，并对4-CP(—种有机磷农药)
的去除与无机化进行了考察，发现近紫外光的引入可以大大提高反应的速度。光 -Fenton技术被广泛的用于各种有机废水的处理，如除草剂[40]、偶氮类染料[41]、 邻氯酚[42]、垃圾渗滤液[43]等各种废水，能使废水中的有机污染物几乎完全矿化。 Giroto J A等[44]用UV/Fenton法对水溶液中的聚乙烯醇进行了降解研究，并在相同 氧化剂投加量的条件下，与普通Fenton法做了比较。结果表明，Photo-Fenton具 有比Fenton氧化更高的处理效果。李太友等[45]以400W高压汞灯为紫外光源，以 H2O2/草酸铁络合物为光氧化剂，对氯仿水溶液进行光降解。结果表明，UV/H2O2/ 草酸铁络合物法对氯仿的降解速率明显快于H2O2/草酸铁络合物体系中的降解速 率。Dong Xiaoli等[46]研究了用UV-vis/H2O2/草酸铁络合物法降解合成染料的机理 和动力学。结果表明，该方法对不同的合成染料都有很强的降解作用，废水中的 CODcr和TOC的去除率都达到85°%以上。
1.3.2.2 电-Fenton法
电生成Fenton试剂可以分为两种形式：一种是在微酸性溶液中利用阴极上生 成的H2O2与投入的可溶性亚铁盐进行Fenton反应，从而实现了电化学与Fenton试 剂的结合。这种方法所用的电极多为石墨、网状玻璃碳、碳-聚四氟乙烯等；另 一种方法是在阳极生成亚铁离子(Fe2+)，然后投放H2O2进行Fenton反应[47]。文献 报道以前者居多。
电-Fenton法的实质是把用电化学法产生的Fe2+与H2O2作为Fenton试剂的持
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续来源，具体机理如图1-1[48]。目前研究较多的是阴极电-Fenton法，基本原理是 把氧气喷到电解池的阴极上，使之还原为H2O2, H2O2与加入的Fe2+发生Fenton反
应。
图1-1电-Fenton过程• OH的生成 Fig.1-1 the producing *OH in electro-Fenton oxidation process
电Fenton法较光Fenton法具有自动产生H2O2的机制、H2O2利用率高、有机物 降解因素较多（除羟基自由基_〇H的氧化作用外，还有阳极氧化，电吸附）[49]， 不易产生中间毒害物等优点。但电Fenton法的电流效率较低，这就限制了它的广 泛应用，其发展方向应该是：
合理设计电解池结构，加强对三维电极的研究，达到提高电流效率、降 低能耗的目的；
加强阴极电-Fenton法体系中阴极材料的研制，新阴极材料应具有与氧气 接触面积大、对氧气生成H2O2的反应起催化作用等特点。可以用多孔、表面附有 聚邻苯二胺膜的活性炭作阴极[50]，聚邻苯二胺有催化性，有利于生成H2O2。
加强对阳极电Fenton法的研究，研制高效、价廉的阳极材料。
自20世纪80年代中期后，国内外已广泛开展了用电-Fenton法处理难降解有 机废水的研究。在处理酚类废水、卤代化合物废水、芳香胺类废水[51]等方面取得 了很好的效果。Marco Panizza等[52]用石墨作为电极电解酸性Fe2+溶液，处理含萘、 蒽醌-磺酸的工业废水，通过外界提供的O2在阴极表面发生电化学反应生成的 H2O2与Fe2+发生催化反应产生强氧化剂-OH。结果表明，在酸性条件下，Fe2+浓 度为3mg/L时，阴电极法对CODcr的去除率为87°%，对色度的去除率为89°%，且 CODcr去除符合一级反应动力学。Biramc Boye等[53]用电化学氧化降解法考察了 4-氯-2-甲基苯氧基乙酸的降解，并指出在pH=3.0时，紫外光的照射可以有效地
15
加速该化合物的降解。袁松虎等[54]以活性炭纤维为阴极，不锈钢片为阳极，用阴 极电-Fenton法对硝基苯酚模拟废水进行了降解研究，在最佳工艺条件下CODcr 去除率达72.0%，硝基苯酚去除率达82.8%。
Fenton氧化法与其他技术联用在废水处理中的应用
Fenton试剂对难生物降解废水、有毒废水和生物抑制性废水有着稳定、有效 的去除功能，如单独使用则处理费用往往会很高，所以在实践应用中，通常将 Fenton氧化技术与其他处理方法(如生物法、混凝法等)联用，作为难降解有机废 水的预处理或深度处理方法。这样既可以降低废水处理成本，又可以提高处理效 率。目前，以Fenton氧化处理为基础的联用技术己逐渐成为研究推广的热点之
Fenton氧化法-混凝法联用
混凝法对疏水性污染物的去除效果较好，Fenton试剂氧化法对水溶性物质的 处理效果良好。而且，低剂量的Fenton反应能降低有机物的水溶性，有助于混凝。 因而Fenton氧化-混凝法在处理难生物降解废水时可以取得良好的处理效果[55]。 Fenton氧化-混凝法的优点是处理成本低，操作简单，是一种值得推广的处理工业 废水的方法。
于庆满等[56]针对焦化废水生化处理出水中存在CODcr、色度和浊度偏高等问 题，提出用Fenton氧化-混凝联用技术的方法，对生化后废水进行深度处理，确定 了最佳的工艺处理条件。研究结果表明，经联合工艺处理后的焦化废水的CODcr 去除率达到88%，色度、浊度去除率达到90%以上，出水达到了国家一级排放 标准。刘金库等[57]首先采用光助Fenton试剂对含聚合物油田污水进行氧化降解降 粘，再利用反应后污水中的Fe3+和经酸浸活化的粉煤灰联合对污水进行混凝处 理，结果表明，光-Fenton试剂不仅可去除污水的部分CODcr，而且可显著提高污 水的混凝性能。含聚污水经联合工艺处理后，污水的CODcr去除率可达90%左右， 远大于两法单独处理效果之和。同时光助Fenton氧化-混凝法采用廉价的粉煤灰， 有效降低了 Fenton试剂的用量，大大降低了成本，具有很好的推广价值。
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Fenton氧化法-吸附法联用
吸附法就是采用吸附剂除去污染物的方法，其中活性炭具有良好的吸附性能 和稳定的化学性质，是目前废水处理中普遍采用的吸附剂。但由于活性炭价格较 高，因而一般将其应用于低浓度污染性强的废水处理或废水深度处理中[58]。但对 于存在大分子有机物，CODcr值很高的废水，Fenton试剂-活性炭法联用技术却有 很好的去除效果。
罗刚等采用活性炭吸附过滤-Fenton试剂联合工艺，对硫酸盐木浆造纸厂冷凝 污水中的难降解有机物的去除效果进行了研究。结果表明：在最佳条件下，可使 冷凝污水中的CODcr去除率达75%左右，处理后的水质清澈透明、无味，其CODcr 值可达到国家二级排放标准。任秉熊等[59]采用UV/Fenton试剂法+活性炭组合处 理微污染水源水。在最佳条件下，单纯使用UV/Fenton试剂法可使CODcr降解 42.3%，但组合工艺可使CODcr降解65.6%。并对单独活性炭吸附与UV/Fenton+ 活性炭组合工艺对有机物去除率进行了比较，结果表明：活性炭吸附对于水中危 害较大的卤代烃和大分子有机物吸附效果不太理想，并且活性炭吸附后再生问题 一直难以得到满意的解决；而组合工艺不仅可去除水中的难降解有机物，而且对 水中有害、有毒物质去除效果比较理想，同时由于高级氧化出水中残留有过氧化 氢，经活性炭吸附后，可显著地延长活性炭的过滤周期。
Fenton氧化法-生物法联用
生物处理法是去除废水中有机污染物经济和环境效益最好、应用最广泛的废 水处理方法，但是对于难生物降解废水、有毒有害废水和生物抑制性废水却显得 难有作为[60]。Fenton试剂和生物法联合处理难生物降解废水、有毒有害废水和生 物抑制性废水，既能使废水处理达标又能使处理费用控制在可承受的范围内，具 有较大发展潜力，已成为近年来国外废水处理研究方向之一。
Fenton氧化法-生物法联用处理废水的工艺流程 Fenton试剂和生物法联合处理有机废水的工艺流程如图1-2[61]:
1. Fent〇n试剂 ^生物处理法（好氧或厌氧）
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2.生物处理法（好氧或厌氧）^ Fenton试剂
A
3.生物处理法（好氧或厌氧）^ Fenton试剂^生物处理法（好氧或厌氧)
图1-2 Fenton试剂和生物法联合处理废水的工艺流程
Fig. 1-2 The flow chart of Treating Wastewater by the Combination Pretreatment of Fenton Oxidation with
Biochemical Processes
图中虚线表示根据需要可以采用回流。流程(1)主要是通过Fenton试剂产生 强氧化剂_OH氧化分解难降解物质、有毒有害物质、抑制性物质，产生可生物降 解的中间产物，提高可生化性，降低抑制性，然后再进行生物处理；流程(2)主 要是先通过生化处理去除易降解的有机物，然后采用Fenton试剂氧化分解残余 的难降解物质；流程(3)则综合了流程(1)和流程(2)。在实际应用中究竟采用哪种 流程，需根据具体的废水类型来确定。
Fenton氧化法提高污染物的可生化性
污染物中含有难生物降解性或有毒有机物质时可以用Fenton氧化对其进行 预处理，使这些有机物质发生部分氧化，形成可生物降解的中间产物，从而提高 其可生化性。在这一方面，研究者的主要工作集中在通过改变氧化条件寻找合适 的氧化状态点上。
表1-2归纳了近些年来国内为用Fenton氧化技术来提高各种难生物降解性物 质可生化性的研究概况。
表1-2 Fenton氧化法作为预处理提高污染物可生化性的研究概况 Tab. 1-2 The Recent progresses on improvement of biodegradability of wastewater by Pretreatment with Fenton oxidation
污染物COD
(mg/L)H2O2浓度 (mg/L)可生化性评价参考文献
酸性玫瑰红印染污水340600B/C值从0.06提高到0.46[62]
有机氯农药13203300B/C值从0.05提高到0.22[63]
几种农药50400Zahn-Wellens 测试[64]
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医院废水13505400B/C值从0.30提高到0.52[65]
垃圾渗滤液52002000B/C值从0.13提高到0.37[66]
发酵甘油生产提取废水1350027000B/C值从0.20提高到0.50[67]
聚乙烯醇27554133B/C值从0.10提高到0.70[68]
苯酚废水12441200B/C值从0.10提高到0.32[69]
硝基苯10065BOD值从0提高到34mg/LP0]
从表1-2中总结的情况可以看出，：Fenton氧化是提高可生化性的一种非常有 效的方法，适用于不同种类的污染物。一般只需要投加25%-100%理论量的双氧 水就可以大幅提高可生化性。评价可生化性的指标包括BOD5/COD、生化呼吸曲 线、动力学实验、Zahn-Wellens测试等。研究者一般将可生化性测试和毒性测试 结合在一起，所进行的毒性测试也证明经Fenton预氧化生成的中间产物一般比原 物质的毒性要小。
适合采用Fenton试剂和生化法联合处理的有机废水一般可以分为四类：（1) 难生物降解废水；（2)含有少量难生物降解有机物可生化废水；（3)抑制性废水；
污染物的生物降解中间产物具有抑制性废水[71]。
徐颖等针对染料中间体废水具有COD高、BOD/COD低和具有生物毒性的特 性。采用Fenton氧化-水解酸化-好氧组合工艺进行染料中间体生产废水的处理试 验。试验结果表明：废水经Fenton氧化后，可生化性得到了很大的提高，BOD/COD 的值由原来的0.03提高到0.3，用该组合工艺处理后，COD总去除率达到94%， 使出水达到二级标准。陈思莉等[38]采用Fenton氧化-生物接触氧化工艺处理含甲 醛和乌洛托品的模拟废水，经Fenton氧化预处理后，废水的BOD/COD值提高到
5，生物接触氧化停留时间为12h时，废水COD去除率高达94%，处理后出水 COD小于70mg/L，处理效果很好。
Fenton氧化与生物处理的组合是一项具有广泛应用前景的技术，对难降解有 机污染物具有突出的处理效果。
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1.5课题研究的目的、内容和拟解决的问题 1.5.1研究目的
由于含聚废水的BOD5/CODcr值很小，可生化性较差，若直接采用生物处理， 处理效果差，所以本论文拟将物化法与生物法结合，在生物处理前进行预处理， 提高废水的可生化性。由于Fenton试剂法具有氧化效果好，设备简单，易于操作， 无二次污染的优点，因此选用Fenton试剂进行预处理。
本课题通过对含聚污水Fenton预氧化，考察了预氧化的各个条件对含聚污 水可生化性提高的影响，优选出最佳氧化条件，再用生化法处理氧化后污水，从 含聚污水的活性污泥中筛选出聚丙烯酰胺降解菌，优化菌降解聚丙烯酰胺的条 件，最后进行室内模拟试验。在实验中不仅要确定最佳的工艺参数，同时还需要 对处理水的各项指标进行测定，以满足排放或回注的标准。
本课题的研究将为油田含聚污水的达标处理回注奠定理论基础，为油田可持 续发展提供技术支撑。与此同时，本课题的研究成功可有效提高污水回用率，节 约清水资源，同时也避免了有害物质的大量外排，对环境保护有重大的现实意义。
1.5.2研究内容
含聚污水Fenton预氧化的条件优化
采用Fenton法对含聚污水进行预处理，来提高其可生化性。考察了溶液初 始pH值，H2〇2/Fe2+ (摩尔浓度比），H2O2/COD(质量浓度比)，反应温度，反应 时间对PAM和CODcr的去除率的影响，并用正交试验考察了提高可生化性的最佳 条件。并用生化法验证了可生化性的提高。
聚丙烯酰胺降解菌分离及鉴定
把胜利油田的孤岛含聚污水中的活性污泥作为菌种筛选的来源，用传统方法 分离聚合物降解菌，并进行生理生化鉴定。
菌种的性能评价
含聚污水经过Fenton氧化后，再对其进行生化处理，考察营养、温度、pH 值、时间等对聚丙烯酰胺和CODcr的降解程度的影响，确定最佳降解条件。
室内模拟生化实验及PAM降解过程中结构和降解产物的分析
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Fenton预氧化-生化法处理含聚污水的室内模拟实验，定期测污水中聚合物 的含量及出水CODcr的变化。运用紫外和红外光谱、高效液相色谱技术研究PAM 降解过程中结构的变化及其可能的降解产物。
1.5.3拟解决的问题
含聚污水经Fenton氧化后CODcr的测定；
聚丙烯酰胺降解菌的筛选及生理生化鉴定；
聚丙烯酰胺降解菌对PAM的降解条件考察。
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Fenton预氧化提高油田含聚污水的可生化性
2.1前言
影响Fenton试剂处理效果的因素包括初始pH值、H2O2投加量、Fe2+投加量、 反应时间和反应温度等。每个因素之间相互影响，对于不同种类的废水，各因素 的影响程度及相互间的作用是不同的。用Fenton氧化法处理PAM的目的在于将其 全部降解，形成具有较好生物降解性的中间产物，从而提高PAM的可生化性。因 此，处理条件的选择至关重要。
用BOD^CODcr值评价废水的可生化性是广泛采用的一种方法。在一般情况 下BOD5/COD值越大，说明废水的可生化性越好。具体评价依据见表2-1。
表2-1废水可生化性评价参考数据 Table 2-1 The reference data about biodegradability of wastewater
BODs/CODcr>0.450.3-0.45<0.3
可生化性好较好较难
本章以配制的HPAM溶液为研究对象，用普通Fenton法氧化处理。通过考 察各主要因素的影响，确定适宜的操作条件，并用活性污泥法分别处理Fenton 氧化前、后的HPAM，通过比较处理结果来验证Fenton氧化对HPAM可生化性 的提高效果。
2.2材料和方法 2.2.1实验材料和试剂
生产厂家
上海第三分析仪器厂 金坛市丹瑞电器厂 上海亚荣生化仪器厂 江苏太仓 美国HACH公司
2 2 1.1实验仪器 仪器名称 721分光光度计 丹瑞78-1磁力加热搅拌器 SHZ-IIID型循环真空泵 DSHZ-300水热恒温振荡器 DR2500分光光度计
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COD消解反应器美国HACH公司
TG16-WS台式高速离心机长沙湘仪离心机仪器有限公司
COD消解瓶美国HACH公司
pH计HANNA instruments
BOD自动测定仪天津赛智科技发展有限公司
2.2.1.2实验试剂
试剂名称生产厂家纯度规格
聚丙烯酰胺山东东营市长安聚合物集团有限公司AR500 g
H2O2天津市巴斯夫化工有限公司AR500 mL
FeS〇4*7H2〇中国•天津市巴斯夫化工有限公司AR500 g
重铬酸钾天津市博迪化工有限公司AR500 g
硫酸银天津市科密欧化学试剂有限公司AR100 g
浓硫酸莱阳市康德化工有限公司AR500 mL
硫酸汞姜堰市环球试剂厂AR250 g
NaOH天津市北方天医化学试剂厂AR500 g
甲酸钠天津市科密欧化学 有限公司AR500 g
冰醋酸莱阳市双双化工有限公司AR500 mL
次氯酸钠天津市瑞金特化学品有限公司AR500 mL
牛肉膏北京奥博星生物技术有限责任公司BR250 g
NaNO3天津市博迪化工有限公司AR500 g
KH2PO4天津市天大化工实验厂AR500 g
K2HPO4天津市广成化学试剂有限公司AR500 g
MgSO4天津市广成化学试剂有限公司AR500 g
NaCl天津市博迪化工有限公司AR500 g
2.2.2聚丙烯酰胺溶液的配制及性质
准确称取1.00g PAM，搅拌2h使其溶解于1000mL蒸馏水中，静置一夜。
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表2-2聚丙烯酰胺溶液的性质 Tab. 2-2 The property of PAM solution
pH值CODcr/(mg/L)BOD5/(mg/L)BOD5/CODcr
6.381114900.081
2.2.3氧化剂理论投加量的计算
如废水中CODcr=1000mg/L，即理论需氧量为1000mg/L，每2molH2〇2产生
1mol的〇2,则所需H2O2摩尔数为 2/32=0.0625mo1/L，即 2125mg/L。30%的H2O2密
度为l.l l g/ml，则每升废水的理论H2O2投加量为6.38m1。
Fenton氧化处理PAM的实验步骤
取一定体积的HPAM溶液，调节溶液的初始pH值至酸性；
加入FeSO4.7H2O2，边搅拌边缓慢滴加30% H2O2；
反应一定时间后取样，用10%NaOH溶液调节pH至7-9；
静置分层，5000 r/min离心10 min，取上清液进行分析。
2.2.5聚丙烯酰胺溶液浓度的测定
目前，聚丙烯酰胺溶液浓度的检测方法主要采用淀粉-碘化镉光度法和浊度 法。由于淀粉-碘化镉光度法操作步骤繁琐，反应过程复杂，条件很难控制，因 而不利于快速检测，浊度法相对操作简单，条件容易控制。所以本文采用了浊度 法来检测聚丙烯酰胺溶液的浓度。
测定原理
聚丙烯酰胺在酸性条件下可以与次氯酸钠发生反应，并生成不溶于水的悬浮 化合物，由于溶液中这种不溶性悬浮化合物对波长为470 nm的可见光存在最大 的特征吸收，故溶液中的PAM残留浓度与实验测得的吸光强度A成正比例关系 [72]，可以用此方法对微量PAM进行定量分析。
其具体原理为：
NaCIO + CH3COOH CI2+ CH3COONa
OO
R—C—NH2 + Cl2R—C—NHCI + HC|
24
试剂的配制
10%的甲酸钠溶液：称取10g甲酸钠溶入90mL的蒸馏水中。
5mol/L冰醋酸溶液:准确称取300.25g分析纯醋酸，用蒸馏水稀释至1000mL。 13.1g/L次氯酸钠溶液：准确称取13.1g分析纯次氯酸钠(有效氯质量分数 210.0%)，用蒸馏水稀释至1000mL(储存期为14d)。
标准曲线的绘制
准确配制500mg/L的聚丙烯酰胺溶液，用蒸馏水分别稀释成0, 50, 100, 150, 200，250，300，350，400，450mg/L的聚丙烯酰胺溶液，向50mL容量瓶准确移
取5mL待测水样，用移液管移入5mol/L冰醋酸溶液10mL，充分混匀，放置2min， 再加入15mL的13.1g/L的次氯酸钠水溶液，摇匀静止30min后.用分光光度计在 470nm波长下测其吸光度。作吸光度-浓度关系曲线。实验结果如图2-1。
xosqJosqB
图2-1 PAM浓度与吸光度的线性关系曲线 Fig. 2-1 The linearity curve of PAM concentration and absorbency
聚丙烯酰胺浓度的测定 氧化降解率祝％)的表达式为：
^=(C〇-C1)/C〇x1〇〇 %
式中：Co表示氧化前的聚丙烯酰胺含量(mg _L-1)； Cl表示氧化后的聚丙烯酰 胺含量(mg .L-1)。
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CODcr 的测定
比色法原理
在150°C加热条件下，以硫酸银作催化剂，强酸性溶液中，一定量的重铬酸 钾氧化水样中的还原性物质，过量的重铬酸钾与CODcr成反比，在620nm处进 行比色测定。
试剂的配制
重铬酸钾标准溶液（1/6K2Cr2〇7=1.00mol/L):称取预先在120C烘干2小 时的基准重铬酸钾49.03g溶于水中，移入1000mL容量瓶，稀释至标线，摇匀。
硫酸-硫酸银溶液：于500mL浓硫酸中加入5g硫酸银，放置过夜，摇匀。
硫酸汞
消解液：a+b+c
实验步骤
在COD消解瓶中，加入消解液（0.04g硫酸汞，用移液管加入2.50mL硫 酸-硫酸银溶液，加入0.50mL重铬酸钾标准溶液)，分别加入2.00mL去离子水、 2.00mL水样。旋紧瓶盖，反转数次，用干净毛巾擦净消化瓶外壁，放入预热至 150C的COD消解反应器中消解2小时。关闭消解反应器，20分钟后取出消化 瓶，翻转数次，冷却至室温。
打开 DR2500 分光光度计，按 HACH PROGRAME,选择 435 COD HR， 按START，把一支加入消解液和2.00mL去离子水的消化瓶插入DR2500的测试
槽，按ZERO,屏幕将显示0mg/LCOD，取出。然后一次放入装有样品的消解液， 即可读出COD(mg/L)数值。
BOD5的测定
生物化学耗氧量（BOD)的测定采用五日生化耗氧量方法
测定原理
在一个密闭的环境内，微生物消耗于样品中的氧，而瓶内空间的氧气不断的 补充这种消耗。位于瓶内的橡胶盖内氢氧化钾吸收微生物产生的二氧化碳，系统 将产生一个压力，感应器将测量出降低的压力转换出BOD值并显示出来，单位 为 mg/L。
26
测定方法
将准备好的样品放入带有BOD感应器的瓶内，置于20°C恒温环境下。瓶内 放入搅拌磁子，开启BOD感应器，BOD测定仪自动记录每天测量的BOD数据。
2.2.8活性污泥法
活性污泥混合液中营养物的配方（g/L)
牛肉膏:2g/L; NaNO3: 1g/L; K2HPO4: 1.5g/L; KH2PO4: 1.5g/L; MgSO47H2O:
5g/L; NaCl: 1.5g/L。
实验方法
分别向50mL的未经Fenton氧化的HPAM溶液、稀释后的未经Fenton氧化 的HPAM溶液和经Fenton氧化后的HPAM溶加入10mL已经驯化后的活性污泥，
分别做空白对照实验。放入摇床中，间隔一定的时间取样，离心后测CODcr值。
2.3结果与讨论
2.3.1 Fenton预氧化中各因素的影响
2 3.1.1反应时间的确定
控制溶液的初始pH值为3，反应温度30C，H2O2/COD(质量浓度比)=2， H2O2/Fe2+(摩尔浓度比)=10，用Fenton试剂预处理PAM溶液，测定不同时间点的 PAM溶度和CODcr值，PAM溶液浓度的去除率和CODcr去除率随反应时间的变化 见图2-2。
27
0
10
000000000
098765432
o/o/pwd J°sae-eA0UI3J
10
%/』oQCcJC S.2-MS 1P3AI
00000000
98765432
---------------
010203040506070
reaction time/min
0
图2-2 PAM浓度去除率和CODcr去除率随反应时间的变化 Fig. 2-2 Removal ratios of PAM and CODcr with different reaction times
Fenton试剂以H2O2为氧化剂，以Fe2+为催化剂，氧化能力极强。在酸性条件 下，两者迅速反应生成的.OH作用于PAM，使其氧化降解。如图2-2所示，在反 应的开始阶段，PAM和CODcr的去除率均随时间的延长而增大，反应一定时间后， PAM和CODcr的去除率都基本趋于稳定。40min内PAM去除率和CODcr去除率就 分别为86.3%和76%，表明了PAM由难降解向易生物降解的转化。说明Fenton试 剂处理PAM的速度非常快。在反应的前40min内，产生的.OH已基本将PAM氧化， 40min以后，再延长时间对PAM的降解作用甚微。因此，选取40min为最佳反应 时间。
2.3.1.2溶液初始pH值的确定
控制反应时间为40min，反应温度30°C，H2O2/COD(质量浓度比)=2, H2O2/Fe2+(摩尔浓度比)=10，改变溶液的初始pH值，用Fenton试剂预处理PAM溶 液，测定反应结束后的PAM溶度和CODcr值，PAM和CODcr去除率的变化见图 2-3。
28
•10 ■ 0
000000000
098765432
o/o/pwd JO SU2-A0UI3J
%/i-oQCcic acJ+-t-isrtA.clual
00000000
98765432
initial pH
图2-3溶液初始pH值对PAM和CODcr去除率的影响
Fig. 2-3 Removal ratios of PAM and CODcr with different initial pH values
由图2-3可以看出，当溶液的初始pH值在3-5的范围内时，Fenton氧化法的 处理效果比较好，PAM和CODcr的去除率分别在80°%和75°%左右，尤其在pH=4 时，PAM和CODcr的去除率都达到最大；而当pH值过高和过低时，两者均出现 下降的趋势。其原因是pH值的变化直接影响到Fe2+和Fe3+的络合平衡体系，从而 影响了Fenton试剂氧化降解PAM的能力。在酸性条件下，Fenton反应会形成具有 凝聚和脱色作用的铁水络合物，当pH值为3-5时，这些络合物的质量浓度最高， 凝聚和脱色效果最好。随着pH值的升高，不仅会使H2O2分解过快造成无效分解， 而且使溶液中的Fe2+以氢氧化物的形式沉淀而失去催化能力[73]。当pH值过低时， H2O2稳定性增强，分解缓慢而不利于Fenton反应，同时由于溶液中的H+浓度过高， Fe3+不能顺利地被还原为Fe2+，使Fe2+的催化作用受阻。由此可见，pH值过高或 过低均会抑制_OH的生成，使系统的氧化能力明显下降。因此，选择溶液的初始 pH值为4。
2.3.1.3反应温度的确定
控制反应时间为40min，溶液的初始pH=4，H2O2/COD(质量浓度比)=2, H2O2/Fe2+(摩尔浓度比)=10，改变反应温度，用Fenton试剂预处理PAM溶液，测 定反应结束后的PAM溶度和CODcr值，PAM和CODcr去除率的变化见图2-4。
29
图2-4反应温度对PAM和CODcr去除率的影响 Fig. 2-4 Removal ratios of PAM and CODcr with different reaction temperature
由图2-4可以看出，随着反应温度的升高，PAM和CODcr的去除率均是先增 加后降低。当反应温度为40°C时，PAM和CODcr的去除率都达到最大。对于一 般的化学反应，随着反应温度的升高，反应物分子的平均动能增加，反应速度加 快[74]。对于Fenton氧化这样一个复杂的反应体系，温度升高，不仅加速正反应的 进行，也加速了副反应，因此，温度对Fenton试剂处理废水的影响比较复杂。一 般来说，温度升高，可以激活_OH，使其活性增大，有利于_OH与有机物发生反 应，从而提高Fenton氧化法的处理效果。但温度过高会使H2O2无效分解，不利 于-OH的生成，导致PAM和CODcr去除率都呈现下降趋势。因此，选择最佳反应 温度为40 C。
H2O2/Fe2+摩尔比的确定
控制反应时间为40min，溶液的初始pH=4, H2O2/COD(质量浓度比)=2，反 应温度为40C，改变H2O2/Fe2+的摩尔浓度比，用Fenton试剂预处理PAM溶液， 测定反应结束后的PAM浓度和CODcr值，PAM和CODcr去除率的变化见图2-5。
30
000000000
098765432
%/WVd Jo so--lraJ--raAOUI3J
0
4
%/5-OGCoic s.2^5-lBAC£al
00000000
98765432
6
8
10 12 molar ratio of HgOg/Fe.
2+
0
图2-5 H2〇2/Fe2+摩尔比对PAM和CODcr去除率的影响 Fig. 2-5 Removal ratios of PAM and CODcr with different molar ratio of H2O2 and Fe2+
从上图可以看出，当H2〇2/Fe2+的摩尔比为12时，PAM和CODcr的去除率达 到最大。预氧化生化法处理聚丙烯酰胺污水的实验研究，当H2〇2/Fe2+的摩尔比大于或小于12时，PAM和CODcr的去除率均下降。 这是因为Fe2+在Fenton试剂对有机物的氧化过程中起催化作用，当H2O2/Fe2+值大 于12时，Fe2+相对缺乏，使得催化H2O2分解产生-OH的能力不足，导致氧化PAM 的反应速度减慢，氧化效率降低。当H2O2/Fe2+值小于12时，Fe2+相对过剩，Fenton 反应剩余的Fe2+会竞争性消耗.OH，导致Fenton试剂的处理效果下降[75]，从而影 响PAM的降解。另外，过高浓度的Fe2+还会增加出水的色度，增加后续处理的 成本。综合考虑，选择H2O2/Fe2+=12。
2.3.1.5 H2O2/COD质量比的确定
Fenton试剂处理废水的有效性和经济性的决定因素为H2O2的投加量。H2O2投 加量的多少，决定了.OH的生成量，也直接影响了Fenton试剂的氧化效果。同时 H2O2具有杀菌作用，会影响后续的生化处理[8]。因此，考察H2O2的投加量，为了 后续的生化处理要考察溶液的BOD5/CODcr的值，找出氧化剂H2O2的最佳投加
量。
控制反应时间为40min，溶液的初始pH=4，反应温度为40°C，H2O2/Fe2+(摩 尔浓度比)=12，改变H2O2/COD质量比，用Fenton试剂预处理PAM溶液，测定反 应结束后的PAM浓度、CODcr值和BOD5值，PAM去除率、CODcr去除率和 BOD5/CODcr值的变化见图2-6，图2-7。
从图中可以看出，随着H2O2/COD值的增加，PAM和CODcr去除率先增大，
31
而后增加缓慢，趋于平稳。BOD^CODcr值则先增大，后出现下降。在H2O2的浓 度很低时，只能产生较少的_〇H和有机物反应.随着H2O2浓度的增加，产生的_〇H 增加，有更多的_〇H参与氧化有机物的反应，使得溶液的CODcr去除率和 BOD^CODcr值同时增大。当H2O2/COD=1.25时，BOD^CODcr为最大值。随着 H2O2投加量的继续增加，增加的_OH进一步氧化有机物，使得BOD5开始下降， 且下降的速度大于CODcr的下降速度，导致BOD^CODcr下降。
0/OMVd JosoueJ-AOUISJ
0
-口 _ removal ratios of PAM removal ratios of CODcr
%/JoQOoJO s.2H«A0m3J
^/J3Q〇°JOSOa2--eAOUI3J
10
0
-0.50
-0.45
-0.40
-0.35
-0.30
-0.25
-0.20
-0.15
-0.10
BOD/CODcr
BOD/CODcr
0.05
0
0.00
0.25
0.50
0.751.001.251.50
mass ratio of H2O2/COD
2.00
0.25
0.50
0.751.001.251.50
mass ratio of H2O2/COD
2.00
图2-6 H2O2/COD质量比对PAM和CODcr去除率的影响图2-7 H2O2/COD质量比对CODcr去除率和BODs/CODcr值的影响
Fig. 2-6 Removal ratios of PAM and CODcr with different mass Fig. 2-7 Removal ratios of CODcr and BODs/CODcr with differe ratio of H2O2 and CODcrmass ratio of H2O2 and CODcr
2.3.1.6正交优化实验
Fenton试剂是利用Fe2+在酸性条件下催化H2O2分解，产生.OH来进攻有机物 分子内键。_OH的产生受许多因素的限制，各因素之间又存在相互制约。通过单 因素试验，将溶液的初始pH值、H2O2、H2O2/COD、H2O2/Fe2+及反应温度选定为 四个主要影响因素，各确定了三个水平，设计了4因素3水平的正交试验，以确 定最佳的操作参数。各因素水平见表2-3。反应时间均为40min，试验结果列于 表2-4中。
表2-3正交实验因素水平
Tab.2-3 The effect factor of orthogonal test
因素初始pHH2O2/CODH2O2/Fe2+反应温度（°c)
水平131.001030
水平241.251240
水平351.501450
32
表2-4正交实验结果
Tab.2-4 The result of orthogonal test
序号初始pHH2O2/CODH2O2/Fe2+反应温度（°C)BODs/CODcr
131.0010300.44
241.0012400.51
351.0014500.37
451.2510400.47
531.2512500.35
641.2514300.33
741.5010500.30
851.5012300.40
931.5014400.29
I1 .081.321.211.17
II1.140.151.261.27
III0.240.990.991.02
R0.160.330.270.25
从表2-4可以看出，在选定的实验因素中，H2O2/COD为主要影响因素，其 次为H2〇2/Fe2+，再次是反应温度，最后是初始pH值。根据正交试验确定的最佳 操作条件为：溶液的初始pH=4, H2O2/CODH.00, H2O2/Fe2+=12,反应温度为40 °C，反应时间为40min。
2.3.2活性污泥法验证PAM可生化性的提髙
从上面的结果可以看出，聚丙烯酰胺经过Fenton氧化处理后，CODcr浓度 降低，可生化性得到较大程度的提高。本实验用活性污泥法分别对未经Fenton 氧化的聚丙烯酰胺溶液、稀释后的聚丙烯酰胺溶液和经过Fenton氧化的聚丙烯 酰胺溶液进行生物处理，验证PAM可生化性的提高。结果见图2-8、2-9和2-10。
33
Fig.
(q.gloa8
1200¬
1000¬
800¬
600¬
400¬
200
0
一 口 一 CODcr/mg-L 一•一 removal ratios of CODcr/%
yo/JoQCoicsc'-MEJIEACluaJ
o o o
8 6 4 2
■ I ■ I • _
0
01234567
time/d
图2-8未经Fenton氧化的PAM溶液在活性污泥中的处理结果 2-8 CODcr changes of the solution of PAM without Fenton oxidation in sewage sludge tr
process with time
eatment
300
100
250
200-
6〇
150-
100-
50-
0
CODcr/mg-L"
•一 removal ratios of CODcr/%
_U_
%/s-oQCoic sc'-MEJlcjAcluaJ u o o o
0 6 4 2
0
01234567
time/d
Fig.
ess with
图2-9经过稀释的PAM溶液在活性污泥中的处理结果 2-8 CODcr changes of the solution of PAM after dilution in sewage sludge treatment proc
time
34
time/d
图2-10经过Fenton氧化后PAM溶液在活性污泥中的处理结果 Fig. 2-10 CODer changes of the solution of PAM with Fenton oxidation in sewage sludge treatment
process with time
由图2-8可以看出，用活性污泥法处理未经Fenton氧化的PAM溶液，其 CODcr值略有降低，CODcr去除率略有升高，但总体变化幅度都很小。直至反 应进行到7d，CODcr值仍1000mg/L，CODcr的去除率仍低于3%。
由于初始CODcr浓度过高，因此先将其稀释至与Fenton处理后的CODcr 浓度相同，再用活性污泥法处理。图2-9中前4d内其CODcr值有所下降，CODcr 去除率达到24.56%左右，之后CODcr值及其去除率都不再有明显的变化，基本 保持稳定。由此可见，无论稀释与否，未经Fenton氧化处理的PAM都难以生物 降解，证明了聚丙烯酰胺的可生化性很差。
图2-10中经过Fenton氧化处理的PAM在5d内CODcr值明显下降，CODcr 去除率达到56.6%以上。7d后其CODcr值降至95 mg/L左右，CODcr去除率升 至61.5%。经过Fenton氧化处理的PAM在活性污泥法中的处理效果显著提高， 说明Fenton试剂能够将难生物降解的PAM氧化成容易生物降解的物质，从而提 高其可生化性。这就为含PAM的废水进行后续生物处理或创造了有利的条件。
2.4本章小结
通过单因素试验和正交优化试验，确定了Fenton氧化降解PAM的最佳条 件，即反应时间为 40 min，溶液的初始pH=4, H2O2/CODH.0, H2O2/Fe2+=12，
35
反应温度为40°C。在此条件下，PAM和CODcr的去除率分别达到83.8%和77.1%， BOD^CODcr值也从不到0.10升高到0.40以上，PAM的可生化性得到了明显改
善。
用活性污泥法分别处理Fenton氧化前、后的PAM以及稀释后的PAM溶 液，结果证实，经过Fenton氧化处理，PAM降解为容易被微生物利用的物质， 可生化性提高，从而为含PAM的废水进行后续生物处理创造了有利条件。
36
油田含聚污水的生化处理
3.1前言
经过Fenton氧化后的含聚污水中，聚丙烯酰胺浓度和CODcr浓度还是比较 高，需要进一步处理。生物处理技术作为对环境污染物高效的处理手段，由于其 技术上的成熟、无二次污染和其低廉的运行费用，微生物降解与处理工艺已经在 各种难降解污染物的无害化处理领域发挥着核心作用。因此，本课题用生物法处 理油田含聚污水进行探索。从含聚污水的活性污泥中筛选出聚丙烯酰胺降解菌， 培养后加入生物处理系统，提高生物处理效率。
3.2材料和方法
3.2.1实验材料和试剂 3.2.1.1实验仪器
仪器名称生产厂家
YT-CJ-IND净化工作台北京亚泰科隆
Nikon YS100 显微镜日本尼康
SHP-150生化培养箱上海山连
DSHZ-300水浴恒温振荡器江苏太仓市实验设备厂
721分光光度计上海第三分析仪器厂
pH计HANNA
JJ-1精密增力电动搅拌器国华电器有限公司
曝气泵ACO-003广东日升集团有限公司
HH-4数显恒温水浴锅常州国华电器有限公司
BL-2200H电子天平曰本岛津
DHG-9053电热恒温鼓风干燥箱上海山连实验设备有限公司
LDZX-50FAS立式电热压力蒸汽灭菌器上海申安医疗器械厂
3.2.1.2实验试剂
37
试剂名称生产厂家等级规格
葡萄糖上海埃彼化学试剂有限公司AR500 g
蛋白胨北京双旋微生物培养基制品厂BR250 g
琼脂北京双旋微生物培养基制品厂AR1 kg
牛肉膏北京奥博星生物技术有限责任公司BR250 g
Yeast ExtractOXOID LTD.BR500 g
K2HPO4天津市广成化学试剂有限公司AR500 g
KH2PO4天津市天大化工实验厂AR500 g
NaN〇3天津市博迪化工有限公司AR500 g
NaCl天津市博迪化工有限公司AR500 g
CaCl2天津市标准科技有限公司AR500 g
FeCl3*6H2〇天津市广成化学试剂有限公司AR500 g
CuS〇4天津市广成化学试剂有限公司AR500 g
MnCl3*4H2〇天津市天河化学试剂厂AR500 g
ZnS〇4*7H2〇天津市天河化学试剂厂AR500 g
NaOH天津市北方天医化学试剂厂AR500 g
HCl天津市耀华化学试剂有限公司AR500 mL
NH4Cl天津市北方天医化学试剂厂AR500 g
MgS〇4中国•天津市巴基斯夫化工有限公司AR500 g
(NH)2S〇4天津市博迪化工有限公司AR500 g
革兰氏染色试剂盒北京陆桥技术有限责任公司
NaNO2天津市瑞金特化学品有限公司AR500 g
蕃红花红T上海灵锦精细化工有限公司BR25 g
甲基红天津市瑞金特化学品有限公司AR25 g
肌酸天津市博迪化工有限公司BR25 g
孔雀石绿天津市天新精细化工开发中心AR25 g
3.2.2污泥的来源
活性污泥取自胜利油田含聚污水处理池。 3.2.3培养基
38
富集培养基
葡萄糖 5g，蛋白质 5g, K2HP〇4 2g，蒸馏水 1000mL，pH =7-7.2
固体培养基
牛肉膏 3g，蛋白胨 10g，NaCl 5g，琼脂 15-20g，蒸馏水 1000mL，pH =7-7.2
降解培养基
聚丙烯酰胺 0.2-0.3g，牛肉膏 2g, NaNO3 1g, KH2PO4 1.5g，K2HPO4 1.5g， MgSO4 0.5g，微量元素液2mL，蒸馏水1000mL。
驯化培养基
牛肉膏：2g, NaNO3: 1g，NaCl: 2g，KH2PO4: 1.5g，K2HPO4: 1.5g，MgSO4: 1.5g，蒸馏水：1000ml
微量元素液
CaCb 2 mg/L, FeCl3-6H2O 50 mg/L, CuSO4 0.5 mg/L, MnCb-4H2O 0.5 mg/L, ZnSO4-7H2O 10 mg/L。
3.2.4污泥的驯化
污泥样品用水缓慢冲洗，以细滤网过滤，除去表面有机物质并用滤纸吸干水 分，然后装入广口试剂瓶，放入冰箱备用。
活性污泥中许多微生物接触一段时间后才具备降解抑制物的能力，因此需对 污泥进行驯化。先将活性污泥闷曝72h后沉降30min,弃去上清液，加到1L的 反应器中，加入1L污泥，用鱼缸充气器充气进行曝气，进行间歇式培养驯化， 用驯化培养基连续培养活化3次，每次周期为72h (曝气66h,静置6h)。再逐 步增加基础培养液中的PAM溶液（300mg/L)的量(每72h更换一次混合液)，使 微生物逐步适应PAM溶液，此过程在30-33°C下驯化约45天，最后用PAM溶 液稳定。
活性污泥的性能决定着对污水净化效果的好坏。反应活性污泥性能的指标主 要有污泥沉降比（SV),污泥浓度（MLSS)和污泥指数（SVI)。
(1)污泥沉降比（SV):表示废水污泥量的多少及活性污泥凝聚沉淀性能。 由于SV测定简单，便于说明问题，所以是评定活性污泥特征的重要指标之一， 一般控制在15%-40%。
39
测定方法：取100m1混合液在量筒中静沉淀30min后，沉淀污泥与混合液 的体积比(％)，
污泥浓度（MLSS):表示活性污泥所含微生物多少和处理有机物的能力， 一般MLSS范围为2-5g/L。
测定方法：将定量滤纸放于105°C烘箱烘干至恒重(1/1000天秤称重)，将已 知重量的滤纸折进于布氏漏斗上，再把已知污泥体积的100mL量筒内的污泥全 部移入漏斗中，粘附于量筒壁上的污泥用蒸馏水冲洗，也一并倾入漏斗，过滤完 毕后，将载有污泥的滤纸移入烘箱中，在105C烘至恒重，最后通过下式来计算: 污泥浓度(g/L)=[(滤纸重+污泥干重)-滤纸重]x10
SV% x10 MLSS(g/L)
SVI(ml/g)
污泥指数（SVI):也称污泥容积指数，是指混合液体在静置30min后， 1g干污泥在湿的时候所占体积。计算公式：
SVI值能够更好地评价污泥的凝聚性能和沉降性能，一般认为在：
SVI<100污泥的沉降性能好，活性和吸附性能差，泥水分离好； 100<SVI<200污泥沉降性能一般，活性和吸附性能一般，泥水分离一般； SVI>200污泥沉降性能不好，活性和吸附性能好，泥水分离差，发生膨胀。 正常情况下，SVI值在50-150mg/L之间。
表3-1驯化前后活性污泥的性能
Tab. 3-1 The performance of sewage sludge before and after domestication
指标污泥沉降比（SV)污泥浓度（MLSS)污泥指数（SVI)
%g/LmL/g
驯化前122.76842.35
驯化后384.1092.68
驯化前的活性污泥颜色为黑色，有臭味，污泥颗粒较大。驯化好的好氧污泥 呈疏松棉絮状，预氧化生化法处理聚丙烯酰胺污水的实验研究，颜色为黄褐色，无臭味，污泥颗粒变小，由细菌和少量微型动物 及无机物组成，沉降性能良好，表明污泥已经适应PAM溶液。
40
3.2.5聚丙烯酰胺溶液降解率的测定
生物降解率祝％)的表达式为：
^=(C〇-Ci)/C〇x1〇〇 %
式中：Co表示降解前的聚丙烯酰胺含量(mg "L-1)； Cl表示降解后的聚丙烯酰 胺含量(mg .L-1)。
3.2.6菌种的分离与筛选
取样驯化：从驯化成熟的活性污泥中，多次取样接种到液体选择培养基中， 在37°C的恒温振荡摇床上驯化培养一周。
划线分离：取培养液在固体基础培养基平板上划线分离，得到单个菌落， 挑取不同的单个菌落，分别接种于液体选择培养基中进行驯化培养，反复 划线分离，最终分离得到3株菌种。
划线纯化：驯化筛选后的实验菌种，经过多次的平板划线培养后得到不同 的单个菌落，直至显微镜下检验无杂菌，即为纯化的菌种。
菌种保藏：把纯化后的菌种，接种在保藏培养基的斜面上，37C培养48h， 包好放入4C冰箱内保存。由于微生物多具有易突变性的特点，因此要对 冰箱中保存的菌种进行定期转接，以减少细菌的突变性。本实验中每隔两 个月进行转移保存。
3.2.7细菌的鉴定
本实验参照《简明第八版伯杰细菌鉴定手册》[76]、《常见细菌系统鉴定手册》 [77]对筛选的细菌进行生理生化性质测定，将细菌初步鉴定到属。鉴定方法主要有 革兰氏染色、芽孢染色、接触酶、甲基红、V-P实验、淀粉水解、生长NaCl、纤 维素水解、厌氧生长、明胶液化等。
(1)革兰氏染色：用接种环挑取少许菌苔，涂布在干净玻片上的一滴无菌水 或蒸馈水风干固定。用结晶紫混合液染l-2min后，用水洗。碘液作用lmin，水 洗，吸干。用95%乙醇或丙酮乙醇溶液脱色，水洗至洗脱液至无色，用沙黄复染 液染色2min，水洗、风干。油镜观察细胞颜色。深紫色为革兰氏阳性细菌，红
41
色为革兰氏阴性细菌。
芽孢染色：向试管中滴加1-2滴蒸馏水，将培养72小时左右的AS-2菌 株接种2-3环于试管中。滴加3-5滴孔雀绿染液于试管中，置于沸水浴中 15-20min。用接种环挑取少许菌苔，涂布在干净载玻片上。在微小的火焰上通过 2-3次，由于加热使蛋白质凝固而固着在载玻片上。倾去染液，待玻片冷却后水 洗至孔雀绿不再褪色为止。用番红染液复染2-3分钟，水洗。待干燥后，置油镜 观察，芽孢呈绿色，芽包囊及营养体为红色。
接触酶实验
将在斜面培养了 24h的菌种，以钼丝接种环接一小环涂抹于已滴3%过氧化 氢的玻片上，如有气泡产生则为阳性，无气泡为阴性。
甲基红实验
配制甲基红培养基(蛋白胨：5g/L;葡萄糖：5g/L; K2HP〇4: 5g/L; pH=7.0-7.2)，
灭菌后备用。接种实验菌于甲基红培养液中，置30°C的培养箱中培养2、6d;培 养液中加入一滴甲基红试剂，红色为甲基红实验阳性反应，黄色为阴性反应。
V-P实验
培养基成分与甲基红试验相同。接种试验菌于培养液中，置30°C的培养箱 中培养2天，取培养和40%氢氧化钠等量混合，加少许肌酸，10mni如培养液出 现红色，为试验阳性反应，有时需要放置更长时间才出现红色反应
淀粉水解
在肉汁胨中加0.2%可溶性淀粉，灭菌处理。接种培养2-5天，形成明显菌 落后，在平板上滴加碘液平板呈黑色，菌落周围如有不变色透明圈，表示淀粉水 解为阳性，仍是黑色为阴性。
纤维素水解
培养基：蛋白胨，5g; NaCl: 5g。将培养基分装试管，在培养基中浸泡一条 优质滤纸，能将滤纸条分解成一团纤维或将纸条折断或变薄者为阳性，无变化者 为阴性。
耐盐性和需盐性
在基础培养基中分别加入不同浓度的NaCl，取幼龄菌种液接种培养3-7d, 与未接种的对照管对比，目测生长情况。
42
明胶水解
培养基：蛋白胨，5g;明胶，100-150g。分装试管，取18-24h的斜面培养
物穿刺接种，做空白，于温箱中培养，在20°C以下的室温观察明胶是否液化， 如菌已生长，明胶表面无凹陷且为稳定的凝块，则为明胶水解阴性。如明胶凝块 部分或全部在20C以下为可流动的液体，则为明胶水解阳性。
3.2.8 PCR-16S rRNA 鉴定
传统的微生物分析测定技术，如显微镜观察、选择性培养基计数、纯种分离 等技术，由于方法本身的局限性，很难真实准确地反映出环境微生物中细菌的种 类和数量。同时，对于环境样品的培养分离，周期较长、工作量大，且培养基的 选择性对微生物原有种群结构会有影响和破坏[78]。分子生物学方法与传统的分离 培养方法相比，在研究微生物群落结构组成时，有很大的优越性[79]。分子生物学 技术是以微生物的核酸(基因组DNA或RNA)序列为依据，通过分析环境样品中核 酸分子的种类和数量来反映其微生物群落结构中各种群的种类和数量[80]。由于每 种微生物细胞都具有独特的核酸分子，其序列组成也有各自独特的特征，因此， 通过直接从环境样品中提取所有微生物的核酸(基因组总DNA或RNA)，依据核酸 序列的不同，分析这些DNA或RNA的种类和相对数量，就可以反映出微生物的 种类组成以及种群数量的比例情况，从而对微生物的群落结构得到一个比较全 面、客观的认识。
1983年Fischer和Lerman建立起PCR变性梯度凝胶电泳如r/喂 加冲ore也，PCR-DGGE)，几经改进，成为检测DNA片段中突变 的有效手段[81]。Muyzer等人在1993年首次将其应用于微生物群落结构研究[82]。 经过20多年的发展和改进，DGGE的用途已经越来越广泛。
双链DNA分子在一般的聚丙烯酰胺凝胶电泳时，其迁移行为决定于其分子 大小和电荷。不同长度的DNA片段能够被区分开，但同样长度的DNA片段在 胶中的迁移行为一样，因此不能被区分。DGGE是将丙烯酰胺灌进具有垂直浓度 梯度的变性剂(甲酰胺和尿素)中，从而能够把同样长度但序列不同的DNA片段 分离开来。由于DGGE技术避免了分离纯化培养所造成的分析上的误差，通过 指纹图谱直接再现群落结构，目前已经成为微生物群落遗传多样性和动态性分析
43
的强有力工具。其优点：检测极限低，检测速度快、经济，结果比较客观，可同 时检测多种微生物，分析多个样品，能与其它多种方法结合。
图3-1细菌的16S rDNA分析方法
Fig. 3-1 The analytical procedure of 16S rDNA of bacterial 3.2.9.1基因组DNA的提取与纯化
将筛选出的三株菌分别接入富集培养基中，放入27°C的恒温培养箱中 培养24小时后进行DNA的提取和纯化。
细胞收集：取5ml培养液在高速离心机上以6000r/min速度离心10〜 15min，形成菌体细胞沉淀物，缓吸及清除上清液。
裂解细胞：将离心所得菌体沉淀移人到2mL缓冲溶液中(其组成为0.1 mol/L 磷酸盐、0.1mol/LTris、0.01mol/L EDTA、1.0mol/L NaC1 和 1.0%CATB， pH值为8.0)，加人600微升的10%SDS溶液和60微升的蛋白酶K(20mg/mI )， 并轻微混匀，直到细胞处于悬浮状态。然后将细胞的悬浮液在80C水浴中放置 30min之后在室温冷却。
RNase处理：在细胞裂解液中加人3微升的RNase A,反复颠倒混匀溶 液，在37C温度中放置30〜60min。
除蛋白：加人700微升酚：氯仿：异戊醇(体积比为25: 24: 1)，混合 均匀，在12000r/min下离心10min,分离出上清液至新的离心管中。重复此步骤
3次。
44
DNA抽提：在上一步所得的含有DNA的上清液中加人600微升的纯 异丙醇，剧烈振荡混合溶液。用(13000〜16000)r/min速率离心10min，倒掉上清 液，再加人70%乙醇600微升并充分混合，再用15000r/min速率离心1min，吸 出上清液，将离心管倒置于纸巾上凉干。用50L缓冲溶液(10mmol/LTris，pH值 为8.0)溶解沉淀物即为DNA粗提液，并置于一20°C贮存。
使用北京天根生化科技有限公司的DNA纯化试剂盒，按照操作说明进 行DNA粗提液的纯化。
16S rDNA 的 PCR 扩增 PCR扩增的引物：
27f:正向引物 5，AGAGTTTGATCMTGGCTCAG3，，
1492r:反向引物 5，GGCTACCTTGTTACGACTT3，。
在25叫的反应体积中，加入1叫模板DNA，0.5叫的27f和0.5叫的1492r (终 浓度为0.4叫)，2叫的dNTP(每种NTP终浓度0.2mM)，2叫的MgCb(终浓度2mM), 2.5|iL10XPCR缓冲液和0.2|iLTaq 聚合酶（5U)。
PCR扩增条件为：
94C预变性5min，在94C变性30s，61-65C退火30s，，72C延伸1min，循环30次
次；最后72C终延伸10min。
将产物以琼脂糖凝胶进行电泳后，在紫外灯下切取含欲回收片段的凝胶，放 入离心管中加入灭菌的MILLIPORE水20|^L，放置4C冰箱中24h。重新按上述步 骤PCR，将产物送出测序。
16S rDNA序列测定及同源性比较
16SrDNA的序列由（北京）天根生化有限公司测定。在然后将测序结果通 过NCBI网站，提交到GenBank采用BLAST程序与已知序列进行相似性分析， GenBank将按照与测得序列的相似性高低列出已知序列名单、相似性程度以及这 些序列相应的微生物种类。
3.2.9.7聚类分析
选取优势条带测序结果，用Clustal x软件按照最大同源性原则进行多重序列 比对，将比对结果导入 MEGA 4 (Molecular Evolutionary Genetics Analysis，MEGA) 软件包邻位连接法(Neighbour-Joining)建立系统进化树，对条带序列进行聚类分
析。
45
3.2.9生长曲线的测定
在250mL三角瓶中装入100mL富集培养基，将优势菌以相同的接种量接入 富集培养基中，37°C，140r/min培养，每隔1小时测定培养液的OD6QQ值，以时间 为横坐标，以培养液的〇D6〇〇值为纵坐标，绘出优势菌在富集培养基中的生长曲 线。
3.3结果与讨论 3.3.1菌种的富集和筛选
从驯化好的胜利油田的活性污泥中筛选出3株细菌，其菌落形态见下表3-2:
表3-2菌株的菌落特征 Tab. 3-2 Colony characters
菌株编号菌落特征
AS-1菌落不规则，边缘不整齐，呈白色，表面平整，不粘平板
AS-2菌落呈白色，边缘整齐，表面凸起光亮，光滑，粘平板
AS-3菌落发黄，边缘整齐，表面凸起、光滑，粘平板，但粘性不大
3.3.2菌株的鉴定
按照3.2.7进行生理生化特征实验，得到表中3-3数据。
表3-3细菌的生理生化特征 Tab. 3-2 The physiological and biochemical property
测试项目AS-1AS-2AS-3
细菌形状杆菌球菌杆菌
革兰氏染色+++
芽孢染色+-+
接触酶+++
甲基红+--
V-P测定-+-
淀粉水解+-+
46
生长NaCl5%+5%+5%+
7%+7%+7%+
纤维素分解---
厌氧生长-+-
明胶液化+++
国 AS-1国 AS-2
菌AS-3
图3-2各个降解菌的革兰氏染色照片 Fig. 3-2 Gram stain pictures of degrading bacteria
PCR-16S rRNA 鉴定
3.3.3.1 PCR扩增产物的鉴定
将三株菌在富集培养基中活化后分别离心后提取纯化基因组，扩增后进行变 性梯度凝胶电泳（DGGE)分析，所得DGGE电泳图，如图3-3所示。
47
-AS-1 AS-2 AS-3
图3-3三株菌的16S rDNA的PCR片段的琼脂糖电泳图 Fig. 3-3 PCR segment of 16S rDNA of three bacteria 3.3.3.2三株菌的PCR序列分析
将测得的16S rDNA序列信息提交到GenBank采用BLAST程序与已知序列 进行比对分析，比对结果如表3-5。
细菌名称
比对结果
Descriptions
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Sequences producin
(Click headers to
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□ r b c [丨丄 m.n ns)
Description
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score
Query
coverage
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Man
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NZ flAOXQlQOOQ59.1 NZ A巳CF01000_.l NZ A巳CFOlOOOOOl.l
AS-1
NZ A巳CF01000027.1 NZ A巳CF01000039.1 NZ ABCFOlOOOlQl.l MC 009848.1 NZ A巳R::-::01000003.1 NZ A巳RX01000004.1 NZ A巳R>::01000007.1 NZ A巳DL02000_.l NZ A巳DL02000034.1 NZ A巳DK02_025.1 NZ A巳DM02000036.1 NZ flAIJFOlQQQQll.2 AAUFOlOQOOll.l NZ AAUE01000002.1 NZ flAIJE010000Q5.1 NZ ftAE001000038.1
us SD, NP.P.L B-14911 1099999053141, whole aenome shotaun1707170798%
us SD. NR.RL 巳-14911 1099999丨]53144, whole aenonie shotaun1701170198%
us sp, NR.RL B-14911 1099999053115, whole qenorne shotqun1701170198%
us SD, SG-1 1101501000769, whole, aenome shotaun seauencf1666166698%
us sp, SG-1 1101501000768, whole qenorne shotqun sequence1664166498%
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us purnilus SAFR-032, complete qenorne16391.147e+0498%
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us ciurnilus ATCC 7061 巳AT,Contiqll6, whole qenorne shotqur1626162898%
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us cereus H3081.97 qcorrtiq'Z 1113133506138, whole qenorne1624162498%
us oereus WVH0597-99 qcontiq2 11064321353359, wholeqenor1624324898%
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us cereusAH187qcontiq 110335S472480, whole qenorne shot1624162498%
us cereusAH820NZAAUE01000002, whole aenome shotaun:1624l,294e + i：i493%
us cereusAH820NZAAUE0100000S, whole qenorne shotqun;1624162498%
us anthracis str, A1055 cont253, 'A'hole qenorne shotqunsegue1624162498%
94%
94%
94%
93%
93%
93%
93%
93%
93%
93%
93%
93%
93%
93%
93%
93%
93%
93%
93%
93%
93%
48
表3-5三株菌的序列比对结果 Tab. 3-5 The sequence analysis result of degrading bacteria
AS-2
AS-3
Descriptions
L曰gend for links to other resources: LU UniGene GliO Q Gene Slru;ture CL] Map Viewer
1隱 i画iilii一
-SESiiHE 一
l-.-Jjl:'!!-! _.,-l_VJl.42'lll.l.l-l<_VJ2l.l.2l
9797969696969696969696969696969696969696969696:^
根据三株菌的生理生化特性和对三株菌的16SrDNA序列分析，并参照《简 明第八版泊杰细菌鉴定手册》、《常见细菌系统鉴定手册》，初步鉴定菌AS-1为巨 大芽孢杆菌，菌AS-2为脱氮副球菌，菌AS-3为枯草芽孢杆菌。其中菌AS-2 的16S rDNA序列和GenBank中已登录的16S rDNA序列进行了同源性比较，并 对其进行了系统发育树的构建。对比结果发现，菌AS-2与多株脱氮副球菌的同 源性均在95%以上，并结合生理生化鉴定结果，断定菌AS-2为脱氮副球菌 (Paracoccus denitrificans)，菌AS-2的系统发育树见图3-4，二株菌之间的系统 发育树见图3-5。
49
Paracoccus sp. EM0091 Paracoccus sp. AW60.1 AS-2
0.50.40.30.20.10.0
Paracoccus denitrificans strain ATCC ... Paracoccus denitrificans strain ATCC (2) Paracoccus sp. 4FB8 Paracoccus denitrificans isolate NKNIS Paracoccus denitrificans strain DSM 413 Paracoccus sp. iso丨ate B8巳2 Paracoccus denitrificans strain E4 Paracoccus denitrificans strain LMD 2... Paracoccus yeeii strain G6155 Paracoccus yeeii strain G6155(2) Paracoccus sp. JL-65
图3-4菌株AS-2的系统发育树 Fig. 3-4 The Phylogenetic tree of AS-2
| AS-1 AS-3 ——AS-2
0.02
图3-5三株菌之间的系统发育树 Fig. 3-5 The Phylogenetic tree of three bacterial
3.3.4细菌生长曲线的测定
当微生物接种于培养基，并在合适的温度下培养时，由于环境的变化，细菌 需要一定时间适应。所以在一定的滞留适应期后，微生物的质量增加，并开始分 裂，生长意味着生命物质的增多，生长导致了自我复制物质的增长。这是一个自 身催化的过程，在此过程中，这个催化的反应导致生长越来越来多的催化剂。因 此，在生长和繁殖的理想条件下，微生物数量的增多不是与时间成正比，而是随 时间呈几何级数增加。但因为营养物质有限，细菌增长到一定数量后，因营养物 质中的某种物质消耗完全，生长停止。实际环境条件下的生长繁殖，受许多因素
50
的限制与影响。一般细菌在生长过程中要经历延迟期、对数期、稳定期和衰亡期 四个阶段[83]。本文测定了细菌在富集培养基中的生长曲线，结果见图3-6。
图3-6单株菌和混合菌的生长曲线 Fig. 3-6 The growth curvatures of single bacterium and mixed bacteria
采用浊度法分别测定了 AS-1, AS-2和AS-3以及混合菌在降解培养基中的 生长曲线，结果见图3-5。从图中可以看出，三株菌和混合菌在前5 h内生长缓 慢，处于生长的延迟期。5 h后细菌浓度大大增加，开始进入细菌的生长对数期。 11 h后，细菌的生长又开始趋向平缓，这时进入了稳定期，持续一定时间后，细 菌浓度开始减少，进入衰亡期。其中菌株AS-2的生长较快，细菌浓度较大，是 优势菌种。
3.3.5单株菌和混合菌的降解能力比较
环境污染物的降解有时可通过单株细菌完成，有时也需要多株细菌间的协 作来完成的。同时多株菌共存时可能存在协同作用，提高单株菌对降解物的降解 效果。也可能存在拮抗作用，降低单株菌对降解物的降解效果。所以，将三株菌 正交混合后在降解培养基中培养，考察对聚丙烯酰胺的降解效果，结果见图3-7。
51
% / PMVd Jo —2--raAoiJ
different combinations of bacterium
图3-7单株菌和混合菌的降解能力的比较 Fig. 3-7 The comparison of degradation rates of single bacterium and mixed bacteria
3.3.6菌AS-2降解Fenton氧化后聚丙烯酰胺溶液的条件优化
3.3.6.1最佳降解时间的确定
将菌AS-2接入250 ml的降解培养基中，在37 °C，140 rmin-1的恒温摇床中
o o o o
4 3 2 1 (0/0 )pwd Jo sBe-EAOi
振荡培养，间隔一定的时间测定聚丙烯酰胺的浓度。
0
time(d)
图3-8降解时间对降解率的影响 Fig. 3-8 The effect of time on degradation rates
从图3-8可以看出，在前5 d内，菌AS-2对聚丙烯酰胺的降解效果增长明 显，在第5天的时候，聚丙烯酰胺的降解率达到40.51 %。而后，随着降解时间
52
的
过
降
3.
要
的
要
和
培
35
果
延长，聚丙烯酰胺降解率增长缓慢。这可能是菌AS-2的 长的降解时间不但增加处理成本，而且不利于实际应用。 解聚丙烯酰胺的最佳时间为5 d。
3.6.2初始pH的确定
细菌的生命活动、物质代谢与pH值密切相关。pH值 通过细胞膜的透性、膜结构的稳定性和物质的溶解性或电 吸收，从而影响细菌的生长速率。细菌的生长都有一个最 求中性和偏碱性，大多数细菌最适的pH为6.5-7.5。
不同的微生物有其最适宜的生长pH值范围，同一微生物 不同的生理、生化过程中，也要求不同的最适宜的pH值。 养基中，分别将pH值调为2、3、4、5、5.5、6、6.5、7、 °C，140 rmin-1的恒温摇床中振荡培养5 d后测定聚丙烯 见图3-9。
代谢产物所致。由于 所以，选取菌AS-2
对细菌生长的影响主 离性来影响营养物质 I适的pH范围，一般
在其不同的生长阶段 将菌AS-2接入降解 7.5、8、8.5、9。在
酰胺的浓度。实验结
0/0 / PWd Jo sBe-eA0UI3J
pH
0
4
5
8
在
烯
3.
影
图3-9 pH值对降解率的影响 Fig. 3-9 The effect of pH value on degradation rat
从图上可以看出，不同的初始pH值对聚丙烯酰胺的 pH值在7〜8之间时，聚丙烯酰胺的降解效果较好。降低 酰胺的降解率都减小。当pH=8时，聚丙烯酰胺的降解率 3.6.3反应温度的确定
温度是微生物的重要生存因子。温度对微生物生长的影 响酶的活性，温度变化影响酶促反应速率。在适宜的温度
;es
降解有较大的影响。
S或增大pH值，聚丙 最高，达到33.29 %。
:范围内，温度每升高
53
10K，酶促反应速度将提高1-2倍，微生物的代谢速率和生长速率均可相应提高。 适宜的培养温度使微生物以最快的生长速率生长和大量生长繁殖。根据一般微生 物对温度的最适生长需求，可将微生物分为四大类。以细菌为例，分为嗜冷菌、 嗜中温菌、嗜热菌和嗜超热菌。大多数细菌是嗜中温菌，嗜冷菌和嗜热菌占少数。 废水生物处理中微生物的适宜温度在30C左右[85]。（2)影响细胞质膜的流动性， 温度高流动性大，有利于物质的运输，温度低流动性降低，不利于物质的运输， 因而温度变化影响营养物质的吸收和代谢物质的分泌。
20
% / PWd Jo sBeJ--eAOUI3J
51 I 1 I 1 I 1 I 1 I 1 I 1
25303540455055
temperature / 〇C
将菌AS-2接入降解培养基中，温度范围为25〜55 C，pH=8,静置培养4 d 后测定聚丙烯酰胺的浓度。温度对聚丙烯酰胺降解率的影响见图3-10。当温度为 30〜45C时，AS-2对聚丙烯酰胺的降解效果较好，在40 C时，聚丙烯酰胺的降 解效果达到最好，降解率达到32.25 %。继续升高温度，聚丙烯酰胺的降解率大 幅度下降。所以，40 C为最佳降解温度。
图3-10温度对降解率的影响 Fig. 3-10 The effect of temperature on degradation rates
3.3.6.4最佳碳源的确定
凡是可以被微生物用来构成细胞物质的或代谢产物中碳素来源的营养物质 统称为碳源(carbon source)。碳源通过机体内一系列复杂的化学变化被用来构成 细胞物质和为机体提供完成整个生理活动所需要的能量。
分别选取了 NaHC〇3,乙酸钠，橄榄油，可溶性淀粉，原油，葡萄糖，蔗糖 为碳源，其含量均为2 g-L-1，pH为8,在37 °C，140 rmin-1的恒温摇床中振荡培
54
0 5 0 5 0 3 2 2 1 1
%/FWd Jo soa2--eAoiJ
5
0
blank crude oil NaHC〇3 CH3COOH olive oil tragantine sucrose glucOse
different carbon sources
养5 d后测定聚丙烯酰胺的含量。从图3-11上可以看出，碳源为葡萄糖时，预氧化生化法处理聚丙烯酰胺污水的实验研究，菌AS-2 对聚丙烯酰胺的降解效果最好，降解率达到40.73%，碳源为原油时，降解率较 低，为29.70%。但油田的含聚污水中同时也含有原油，所以从实际应用考虑， 选取原油为碳源。
图3-11碳源种类对降解率的影响 Fig. 3-11 The effect of different carbon sourced on degradation rates
3.3.6.5最佳氮源的确定
氮也是细胞中的一种主要组成元素，它来自环境中的含氮物质或分子氮。凡 是能被微生物用来构成菌体物质中或代谢产物中氮素来源的营养物质通常称为 氮源(nitrogen source)物质。这类物质主要是用来作为合成细胞物质中含氮物质的 原料，它是核酸及蛋白质的主要成分，是构成生物体的必需元素，一般不用作能 源物质。氮源不足常常会限制生物体的生长繁殖，因此应在培养基中加入适当的 氮源以满足其对氮源的需要。选取几种不同的氮源加入培养基中，进行实验研究， 以确定哪一种更合适作为促进菌种生长和繁殖的氮源。
分别选取了NaN〇3,尿素，硫酸铵，蛋白胨，NH4CI为碳源，其含量均为1 g_L-1， pH为8,在37 °C，140 rmin-1的恒温摇床中振荡培养5 d后测定聚丙烯酰胺的含 量。从图3-12上可以看出，氮源为NaN〇3时，菌AS-2对聚丙烯酰胺的降解效果 最好，降解率达到43.75 %。
55
图3-12氮源种类对降解率的影响 Fig. 3-12 The effect of different nitrogen sources on degradation rates
3.3.6.6碳源含量的确定
为了考察原油的浓度对聚丙烯酰胺降解率的影响，设定了碳源浓度呈一定浓 度的降解培养基，本实验中原油的浓度分别为0.5g/L、1.0 g/L、1.5 g/L、2.0 g/L、 2.5 g/L、3.0 g/L、3.5 g/L、4.0 g/L。实验结果见图3-12,表明当原油含量为2.5 g-L-1，
菌AS-2对聚丙烯酰胺的降解效果最好，分别达到了 33.83 %。
crude oil content /g-L-1
0.51.01.52.02.53.03.54.0
o/o/svd Jo s21raJlraAOUI3J
40 35
^ 30 25
20
〇
15
〇
10 5 0
图3-13碳源含量对降解率的影响 Fig. 3-13 The effect of crude oil content on degradation rates
3.3.6.7氮源含量的确定
为了考察NaN〇3的浓度对聚丙烯酰胺降解率的影响，设定了氮源浓度呈一定
56
浓度的降解培养基，本买验中硝酸钠的浓度分别为0.2g/L、0.4 g/L、0.6 g/L、0.8 g/L、1.0 g/L、1.2 g/L、1.4 g/L、1.6 g/L、1.8 g/L、2.0 g/L。实验结果见图 3-14,
表明硝酸钠含量为1.4 g*L-1时，菌AS-2对聚丙烯酰胺的降解效果最好，分别达到 了 45.23 %。
图3-14氮源含量对聚丙烯酰胺降解率的影响 Fig. 3-14 The effect of NaNO3 content on degradation rates
3.4本章小结
对从胜利油田的含聚污水处理池中的活性污泥进行驯化，并从中筛选出 三株聚丙烯酰胺降解菌，分别命名为：AS-1、AS-2和AS-3。经生理生化鉴定和 PCR-16S rDNA鉴定后，三株菌分别鉴定为AS-1为巨大芽孢杆菌，菌AS-2为脱 氮副球菌，菌AS-3为枯草芽孢杆菌。
57
通过比较筛选出一株降解效果较好的菌AS-2。研究了AS-2对聚丙烯酰胺 生物降解的最佳条件。结果表明，当降解时间为5 d，pH=8，温度为40 °C，碳 源为原油，氮源为NaN〇3，原油和NaN〇3的含量分别为2.5 g-L-1，1.4 g-L-1时， AS-2对聚丙烯酰胺的降解率达到45.23 %。
Fenton预氧化-生化法处理油田含聚污水的室内模拟实验
前言
由于含聚废水的BOD^CODcr值很小，可生化性较差，若直接采用生物处理， 处理效果差，所以本论文拟将物化法与生物法结合，在生物处理前进行预处理， 提高废水的可生化性。由于Fenton试剂法具有氧化效果好，设备简单，易于操作， 无二次污染的优点，因此选用Fenton试剂进行预处理。
通过对含聚污水Fenton预氧化，考察了预氧化的各个条件对含聚污水可生化 性提高的影响，优选出最佳氧化条件，再用生化法处理氧化后污水，从含聚污水 的活性污泥中筛选出聚丙烯酰胺降解菌，优化菌降解聚丙烯酰胺的条件，确定了 生化处理含聚污水的最佳条件。在此基础上，在各处理单元实验结果的基础上， 进一步进行了室内模拟实验，使实验结果对实际应用更具有参考价值。
4.2材料和方法
4.2.1实验材料和试剂
4.2.1.1实验仪器
仪器名称生产厂家
721分光光度计上海第三分析仪器厂
丹瑞78-1磁力加热搅拌器金坛市丹瑞电器厂
SHZ-IIID型循环真空泵上海亚荣生化仪器厂
DR25⑷分光光度计美国HACH公司
COD消解反应器美国HACH公司
TG16-WS台式高速离心机长沙湘仪离心机仪器有限公司
COD消解瓶美国HACH公司
pH计HANNA instruments
HH-4数显恒温水浴锅国华电器有限公司
AVATER 360FT-IR型红外光谱仪Nicolet
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高效液相色谱仪美国安捷伦
曝气泵ACO-003广东日升集团有限公司
4.2.1.2实验试剂
试剂名称生产厂家纯度规格
丙烯酰胺黄岩鼓屿化学试剂厂AR500 g
KBr国药集团化学试剂有限公司SP10 g
甲醇上海路都化学试剂厂AR500 mL
其他试剂同第二章和第三章
4.2.2聚丙烯酰胺降解菌和活性污泥降解COD的性能比较
取两个500 mL的锥形瓶，分别加入200mL经过Fenton氧化后的聚丙烯酰
胺溶液，其中一个锥形瓶中只接入聚丙烯酰胺降解菌AS-2,另一个锥形瓶中接 入聚丙烯酰胺降解菌AS-2后再加入10 mL已驯化好的活性污泥，并分别做空白 实验。放入摇床中，按照第三章中的聚丙烯酰胺降解菌AS-2降解的最佳条件来 控制降解条件，间隔一定的时间取样，离心后测CODcr值。
4.2.3 Fenton预氧化-生化法处理聚丙烯酰胺溶液的实验方法
Fenton反应器和生化反应器都是经过自己加工的矿泉水瓶，有效容积都为
2.5 L。Fenton反应的搅拌通过人工搅拌，生化池的曝气装置采用的是鱼缸充气
器。污水的进出通过输液管来控制。从各个反应器中间隔一定时间取样，离心后
测CODcr值和PAM浓度。
4.2.4实验流程
图4-1 Fenton预氧化-生化法处理含聚污水的室内模拟实验流程图 Fig.4-1 The flow chart of inside simulation of treating oil wastewater contained PAM by the
combination pretreatment of Fenton oxidation with biochemical processes
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4.2.5红外吸收光谱的测定
红外吸收光谱在高分子研究中是一种很有用的手段，可以依据样品在红外光 区(一般指2.5-2.5^所波长区间)吸收谱带的位置、强度、形状和个数，来推测分子 中某种官能团的存在与否，推测官能团的邻近基团，确定化合物的结构。虽然受 化学结构和外部条件的影响，吸收带会发生位移，但综合吸收峰的位置、谱带强 度、谱带形状及相关峰的存在，利用各种基团特征吸收的知识，仍可以确定吸收 带的归属，确定分子中所含的基团，再结合其它分析所获得的信息作定性鉴定和 推测分子结构[86]。
分别将经过Fenton氧化后的聚丙烯酰胺溶液和生化后的聚丙烯酰胺溶液经 过旋转蒸发后放入烘箱中，在40°C下将水分蒸干，用光谱纯KBr压片后进行红 外光谱分析，并与聚丙烯酰胺样品的红外谱图做对比。
4.2.6髙效液相色谱法测定丙烯酰胺单体
概述
聚丙烯酰胺（Polyacrylamide, PAM)是丙烯酰胺及其衍生物的均聚物和共聚 物的统称。它一种水溶性很好的高分子聚合物，在污水处理、土壤改良和生物医 疗等领域有着广泛的应用。油田聚合物驱采油技术中使用的是分子量高达几千万 的线性PAM，经过油层的剪切等作用，油田含聚污水中的PAM的分子量为400 万-500万。
聚丙烯酰胺本身基本无毒，因为它进入人体后，绝大部分在短期内排出体外， 很少被消化道吸收。但它的单体，丙烯酰胺(Acrylamide,AM)的毒性却很强，丙 烯酰胺长期与皮肤接触可引起皮炎，直接接触可引起眼睛发炎；过分曝露于高浓 度蒸汽700 mg/kg中导致眼睛和呼吸道感染，会引起头痛、头昏、嗜睡和对其他 中枢神经系统造成影响，吸入微量丙烯酰胺会引起严重的肺部伤害甚至死亡。动 物试验结果显示，丙烯酰胺是一种可能致癌物。职业接触人群的流行病学观察表 明，长期低剂量接触丙烯酰胺会出现嗜睡、情绪和记忆改变、幻觉和震颤等症状，
60
伴随末梢神经病(出汗和肌肉无力）。因此，在PAM的使用中人们非常关心其单体 的含量，以及在使用过程中是否有单体释放出来。国际健康组织规定，用于饮用 水处理时，PAM中丙烯酰胺的残余量应控制在0.05%以下，处理后水中丙烯酰胺 的含量应低于0.25Mg/L；对于排放水，规定处理后水中丙烯酰胺的剩余含量应在 1-5〇Mg/L范围内。
本文采用Fenton氧化降解和生化法降解聚丙烯酰胺，那么在氧化降解和生 化降解过程中是否有丙烯酰胺单体产生非常值得研究。针对这一问题，本论文对 聚丙烯酰胺的Fenton氧化产物和生化降解产物采用高效液相色谱法进行了初步 分析。
4.2.6.2聚丙烯酰胺的纯化
实验室中分析纯的聚丙烯酰胺中可能含有单体丙烯酰胺，为消除它对分析结 果的影响，反应前对实验室中的PAM进行纯化处理，具体方法如下[87]:
用蒸馏水配制浓度为1000mg/L的PAM水溶液；
将溶液逐滴滴入20倍于其体积的甲醇中，PAM会沉淀析出；
将沉淀滤出，用10倍于沉淀体积的甲醇进行淋洗；
重复上述1-3步操作3次，得到纯净的PAM;
纯化后的PAM在60°C下真空干燥24h，然后放入干燥器内备用。
4.2.6.3高效液相色谱分析
美国Agilent公司的1100液相色谱仪，色谱柱为Agilent ZORBAXXDB-C18 柱(3.0 mm x 250 mm x 5 MTO);流动相为Mili-Q水；流速为 0.4w/-min-1;紫夕卜 196nm 处监测；进样量为50^。预氧化生化法处理聚丙烯酰胺污水的实验研究，此方法对丙烯酰胺的检测灵敏度为ppb级。
4.3结果与讨论
4.3.1聚丙烯酰胺降解菌和活性污泥降解COD
分别用聚丙烯酰胺降解菌AS-2和添加了菌AS-2的活性污泥来降解经Fenton 氧化后的含聚污水，比较对含聚污水中CODcr的降解性能。结果见图4-2。
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图4-2菌和活性污泥对CODcr去除率 Fig.4-2 The removal ratios of CODcr by bacteria and sewage sludge
从图上可以看出，添加了菌AS-2的活性污泥的降解率明显比单独的聚丙烯 酰胺菌对CODcr的降解率要高，单独的聚丙烯酰胺降解菌对CODcr的降解率为 56.67°%，而添加了菌的活性污泥对CODcr的降解率达到65.45°%。还可以看出， 前5d，两者的降解率差值较大，这可能是因为活性污泥对污水的聚丙烯酰胺有 一定的吸附作用。因此，在后面的模拟实验中，生化实验部分采用添加了聚丙烯 酰胺降解菌的活性污泥法。
4.3.2室内模拟实验对CODcr和PAM的降解效果
62
图4-3来水CODcr值的变化图4-4氧化出水和生化出水的CODcr值的变化
Fig. 4-3 CODcr value of water seepageFig. 4-4 CODcr value after Fenton oxidation and biochemistry
q.§m/2VJ jo U2SJ1U30UOO 3-
q.§m/2VJ jo U2SJ1U30UOO 3-
室内模拟实验中进水的CODcr值主要在900-1400mg/L，进水的平均CODcr 值为1177mg/L。如图4-3和4-4，经Fenton氧化后出水的CODcr值主要在 200-250mg/L，出水的平均CODcr值为216mg/L，氧化后出水的CODcr平均去 除率达到81.65°%。生化法出水的CODcr值主要在60-90mg/L，生化出水的平均 CODcr值为75mg/L，生化后出水的CODcr平均去除率达到93.63%。
图4-5来水的PAM浓度图4-6氧化出水和生化出水的PAM浓度
Fig. 4-5 The consistency of PAM of water seepageFig. 4-5 The consistency of PAM after Fenton oxidation and
biochemistry
从图4-6可以看出，经Fenton氧化和生化处理后的含聚污水中的聚丙烯酰胺
63
Fenton预氧化-生化法处理聚丙烯酰胺污水的实验研究 的去除率达到了 90.50%。
4.3.3红外吸收光谱的测定
本实验分别在最佳反应条件下用Fenton氧化和生化法处理PAM，分别对原 样、氧化产物和生化降解产物进行红外扫描，结果见图4-7、4-8和4-9。
图4-7聚丙烯酰胺原样的红外光谱图 Fig. 4-7 The IR spectrum of PAM
图4-8 Fenton氧化后样品的红外光谱图 Fig. 4-8 The IR spectrum of PAM after Fenton oxidation
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—^
400035003000250 020001 5001 000500
Wavenumbers (cm-1)
图4-9生化后样品的红外光谱 Fig. 4-9 The IR spectrum of PAM after biodegradation
PAM分子主要的红外特征吸收峰及对应的基团振动分别如下：1617cm-1为 对称伸缩振动Vc=。的强吸收峰，其频率低于相应的酮，原因是N和C=O的P-n共 轭使C=O的力键常数减少的缘故。3300〜3500 cm-1处附近是-NH2的伸缩性振动特 征吸收峰，3382cm-1和3276cm-1分别对应于NH2的反对称和对称伸缩振动。
1617cm-1为面内弯曲振动S面内N-H产生的吸收峰。1462cm-1和1413cm-1为伯酰胺中
的 V C-N 的特征吸收峰。
从图4-8可以看出，经Fenton氧化后的红外光谱发生了明显的变化。3452cm-1 和3362cm-1两处的-NH2的伸缩性振动特征吸收峰明显减弱，说明氧化反应主要 氧化了聚丙烯酰胺的侧链酰胺基。1670cm-1处的羰基特征吸收峰明显变宽，说明 聚丙烯酰胺可能被氧化成了醛、羧酸。1131cm-1出的特征吸收峰明显变强变宽，
这可能是羧酸的面外弯曲振动Y_h〇-H的特征吸收峰。
生化处理后的红外光谱图也发生了明显的变化。降解后聚丙烯酰胺的谱图 中的3300〜3500 cm-1处附近-NH2的伸缩性振动特征吸收峰明显变弱，说明了微 生物主要降解了聚丙烯酰胺侧链上的酰胺基。根据1364 cm-1和920 cm-1附近出现 新的吸收峰，可以确定体系中的羧基的存在。1462 cm-1处的峰消失和1082 cm-1处 的峰明显变宽变强，说明氨基可能从聚丙烯酰胺侧链上脱落下来成为游离的氨 基。同时，530〜995 cm-1处出现的几个强的吸收峰代表了芳香化合物，可能是微 生物的代谢产物。所以，可以推断菌AS-2主要降解了聚丙烯酰胺的侧链，把酰胺 基降解成了羧酸和游离的氨基。
65
4.3.4丙烯酰胺单体的测定
聚丙烯酰胺本身基本无毒，但是它的单体，丙烯酰胺（Acrylamide，AM) 的毒性却很强，它是神经系统致毒剂，对神经系统有损伤作用，中毒后表现为肌 体无力和运动失调等症状。因此，在PAM的使用过程中人们非常关注是否有单 体释放出来。本文用高效液相色谱法考察了氧化和生化过程中是否有丙烯酰胺单 体产生。
Fig. 4-11 The HPLC spectrum after Fenton oxidation
66
Fig. 4-12 The HPLC spectrum of PAM after biodegradation 从图上可以看出，丙烯酰胺标样的保留时间为3.227min，而经Fenton氧化 后的PAM溶液的四个峰的保留时间分别为1.727min，2.033min，2.601min， 2.972min，均不在丙烯酰胺出峰处。而经生化降解后的PAM溶液的三个峰的保 留时间分别为1.902min，2.715min，2.929min，也均不在丙烯酰胺出峰处。说明 经氧化和生化处理后的PAM溶液中没有丙烯酰胺单体生成，或生成的丙烯酰胺 浓度低于此分析方法的检出限，即小于1^/L。
4.4本章小结
分别用聚丙烯酰胺降解菌AS-2和添加了菌的活性污泥来降解经Fenton 氧化后的含聚污水，比较对含聚污水中CODcr的降解性能。结果表明，添加了 菌的活性污泥的降解率明显比单独的菌对CODcr的降解率要高，单独的降解菌 对CODcr的降解率为56.67°%，而添加了菌的活性污泥对CODcr的降解率达到 65.45%。还可以看出，前5d，两者的降解率差值较大，这可能是因为活性污泥 对污水的聚丙烯酰胺有一定的吸附作用。因此，在后面的模拟实验中，生化实验 部分采用添加降解菌的活性污泥法。
根据前两章所优选出的最佳条件，用Fenton预氧化-生化法处理含聚污水 进行了室内模拟实验，自己设计实验装置。室内模拟实验中进水的CODcr值主 要在900-1400mg/L，进水的平均CODcr值为1177mg/L。经Fenton氧化后出水 的CODcr值主要在200-250mg/L，出水的平均CODcr值为216mg/L，氧化后出 水的CODcr平均去除率达到81.65%。生化法出水的CODcr值主要在60-90mg/L，
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生化出水的平均CODcr值为75mg/L，生化后出水的CODcr平均去除率达到 93.63%。经Fenton氧化和生化处理后的含聚污水中的聚丙烯酰胺的去除率达到 了 90.50%。因此，经Fenton预氧化-生化法处理的含聚污水的CODcr值下降到 100mg/L。
分别在最佳反应条件下用Fenton氧化和生化法处理PAM，对原样、氧化产 物和生化降解产物进行红外扫描，探讨了聚丙烯酰胺经氧化和生化后的结构变 化。结果表明，Fenton氧化可能把部分聚丙烯酰胺氧化成了醛和羧酸，经生化处 理的聚丙烯酰胺，聚丙烯酰胺主要降解了聚丙烯酰胺的侧链，把酰胺基降解成了 羧酸和游离的氨基。
在PAM的使用过程中人们非常关注是否有单体释放出来。本文用高效液 相色谱法考察了氧化和生化过程中是否有丙烯酰胺单体产生。从色谱图上可以看 出，丙烯酰胺标样的保留时间为3.227min，而经Fenton氧化后的PAM溶液的四 个峰的保留时间分别为1.727min，2.033min，2.601min，2.972min，均不在丙烯 酰胺出峰处。而经生化降解后的PAM溶液的三个峰的保留时间分别为1.902min， 2.715min，2.929min，也均不在丙烯酰胺出峰处。说明经氧化和生化处理后的PAM 溶液中没有丙烯酰胺单体生成，或生成的丙烯酰胺浓度低于此分析方法的检出 限，即小于1ug/L。
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5结论
5.1结论
该论文以胜坨含聚污水为研究对象，由于含聚废水的BOD^CODcr值很小， 可生化性较差，若直接采用生物处理，处理效果差，所以本论文拟将物化法与生 物法结合，在生物处理前进行预处理，提高废水的可生化性。由于Fenton试剂法 具有氧化效果好，设备简单，易于操作，无二次污染的优点，因此选用Fenton 试剂进行预处理。本课题的研究将为油田含聚污水的达标处理回注奠定理论基 础，为油田可持续发展提供技术支撑。与此同时，本课题的研究成功可有效提高 污水回用率，节约清水资源，同时也避免了有害物质的大量外排，对环境保护有 重大的现实意义。通过实验研究，主要研究结论概括如下：
通过Fenton预氧化来处理含聚污水，提高其可生化性。通过单因素试验和 正交优化试验，确定了Fenton氧化降解PAM的最佳条件，即反应时间为40 min， 溶液的初始pH=4, H2〇2/CODcr=1.0, H2〇2/Fe2+=12，反应温度为40°C。在此条 件下，PAM和CODcr的去除率分别达到83.8%和77.1%，BOD^CODcr值也从不 到0.10升高到0.40以上，PAM的可生化性得到了明显改善。
用活性污泥法分别处理Fenton氧化前、后的PAM以及稀释后的PAM溶 液，结果证实经过Fenton氧化处理，PAM降解为容易被微生物利用的物质，可 生化性提高，从而为含PAM的废水进行后续生物处理创造了有利条件。
对从胜利油田的含聚污水处理池中的活性污泥进行驯化，预氧化生化法处理聚丙烯酰胺污水的实验研究，并从中筛选出 三株聚丙烯酰胺降解菌，分别命名为：AS-1、AS-2和AS-3。经生理生化鉴定和 PCR-16S rDNA鉴定后，三株菌分别鉴定为AS-1为巨大芽孢杆菌，菌AS-2为脱 氮副球菌，菌AS-3为枯草芽孢杆菌。
通过比较筛选出一株降解效果较好的菌AS-2。研究了AS-2对聚丙烯酰胺 生物降解的最佳条件。结果表明，当降解时间为5 d，pH=8，温度为40 °C，碳 源为原油，氮源为NaNO3，原油和NaNO3的含量分别为2.5 g.L-1，1.4 g.L-1时， AS-2 对聚丙烯酰胺的降解率达到 45.23 %。
根据前两章所优选出的最佳条件，用Fenton预氧化-生化法处理含聚污水
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进行了室内模拟实验，自己设计实验装置。室内模拟实验中进水的CODcr值主 要在900-1400mg/L，进水的平均CODcr值为1177mg/L。经Fenton氧化后出水 的CODcr值主要在200-250mg/L，出水的平均CODcr值为216mg/L，氧化后出 水的CODcr平均去除率达到81.65%。生化法出水的CODcr值主要在60-90mg/L， 生化出水的平均CODcr值为75mg/L，生化后出水的CODcr平均去除率达到 93.63%。经Fenton氧化和生化处理后的含聚污水中的聚丙烯酰胺的去除率达到 了 90.50%。因此，经Fenton预氧化-生化法处理的含聚污水的CODcr值下降到 100mg/L，达到国家外排标准。
分别在最佳反应条件下用Fenton氧化和生化法处理PAM，分别对原样、氧 化产物和生化降解产物进行红外扫描，探讨了聚丙烯酰胺经氧化和生化后的结构 变化。结果表明，Fenton氧化可能把部分聚丙烯酰胺氧化成了醛和羧酸，经生化 处理的聚丙烯酰胺，聚丙烯酰胺主要降解了聚丙烯酰胺的侧链，把酰胺基降解成 了羧酸和游离的氨基。
在PAM的使用过程中人们非常关注是否有单体释放出来。本文用高效液 相色谱法考察了氧化和生化过程中是否有丙烯酰胺单体产生。从色谱图上可以看 出，丙烯酰胺标样的保留时间为3.227min，而经Fenton氧化后的PAM溶液的四 个峰的保留时间分别为1.727min，2.033min，2.601min，2.972min，均不在丙烯 酰胺出峰处。而经生化降解后的PAM溶液的三个峰的保留时间分别为1.902min， 2.715min，2.929min，也均不在丙烯酰胺出峰处。说明经氧化和生化处理后的PAM 溶液中没有丙烯酰胺单体生成，预氧化生化法处理聚丙烯酰胺污水的实验研究，或生成的丙烯酰胺浓度低于此分析方法的检出 限，即小于1wg/L。
5.2存在的问题及展望
由于时间和实验条件的限制，论文中还存在一些不足之处，具体如下：
对含聚污水的预处理，本文只采用了传统的Fenton氧化技术，未进行 复合高级氧化处理。在后续实验中，可考虑采用UV/Fenton、电-Fenton、UV/O3、
UV/O3/H2O2等复合高级氧化技术对含聚污水进行处理。
未对Fenton氧化聚丙烯酰胺和生物降解聚丙烯酰胺的机理进行探讨，
对氧化后的生化后的产物没有深入的分析。所以结合气质联用技术、核磁共振技术加强对氧化产物和生物降解产物的分析，有助于深入探讨聚丙烯酰胺的氧化机 理和生物降解机理。
(3 )对Fenton预氧化-生化法处理油田含聚污水工艺只进行了室内模拟，如果能在现场进行模拟，并对整个系统的综合效应进行研究，实验结果将更可靠。
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