程亚杰,宋卫锋,林丽婷,董 明 (广东工业大学环境科学与工程学院,广东 广州 510006)



苯胺黑药的厌氧生物降解与机理

程亚杰,宋卫锋*,林丽婷,董 明 (广东工业大学环境科学与工程学院,广东 广州 510006)

摘要：以苯胺黑药为研究对象,利用UV、IC和GC-MS分析苯胺黑药的生物降解途径.结果表明:经24h厌氧降解,苯胺黑药降解率达到44.18%.苯胺黑药厌氧降解不同时段的产物经IC及GC-MS分析,48h后产生了N O3-、PO43-、SO42-,苯胺黑药中P和S部分转化为PO43-、SO42-.降解过程中检测出苯胺、2,5-二叔丁基苯酚、C13H23Cl3O2、1-二十醇、十二烷和二十烷.推测其途径为苯胺黑药降解成苯胺及磷酸盐,硫酸盐,苯胺再脱除氨基降解生成2,5-二叔丁基苯酚,最终降解为链烃类有机物1-二十醇、二十二烷、二十烷.

关键词：苯胺黑药；厌氧；降解机理

* 责任作者, 教授, 842663012@qq.com

苯胺黑药((N, N),-二苯基氨基二硫代磷酸盐)是有色金属矿中常见的捕收剂,在使用时随着选矿废水排入到尾矿库或环境中很难降解[1].目前对去除苯胺黑药的方法及其降解机理的研究主要集中在物理化学方法如混凝法、酸碱中和法、化学氧化法、电化学催化法和好氧生物降解方面[2-4],对其厌氧降解研究较少.相较于好氧生物处理,厌氧生物法凭借其能耗低和产泥少等特点在国内外处理高浓度废水和难降解有机物方面得到了广泛应用[5-8].苯胺类物质对于微生物有很强的抑制作用[9],但厌氧处理系统对其耐受能力较强[10].苯胺类有机物的厌氧降解途径为将部分化学键打断,生成苯环化合物等中间产物,这些中间产物再通过微生物的作用降解为分子量较小的烃类、酚类、醇类和脂类化合物[11].而目前国内外鲜见对于硫化矿捕收剂的厌氧生物降解性报道,只有对乙硫氨酯等少数捕收剂的研究[12-13].迄今为止,苯胺黑药的厌氧生物降解机理与途径仍不明确.随着现代监测技术的发展,IC(离子色谱)及GC-MS(气质联用仪)成为研究有机物降解路径的有效手段[14-17].

试验采用驯化好的厌氧污泥降解苯胺黑药,考察了苯胺黑药在厌氧条件下的降解性能,初步分析与探讨了苯胺黑药的厌氧降解途径,为研究浮选药剂的生物降解提供参考.

1　材料与方法

1.1 试验用水

试验用水为人工配制的模拟废水,苯胺黑药浓度分别为150mg/L.加入NH4Cl和KH2PO4调节CODCr:N:P = 200:5:1,同时加入Ca、Mg、Fe、Co、Ni、Zn、B等微量元素,以保证微生物细胞合成的需要.此外,配水时投加一定量的NaHCO3保证反应器内的缓冲能力.

1.2 试验方法

降解试验在250mL血清瓶中进行,接种污泥取自广州沥滘污水处理厂厌氧池,苯胺黑药梯度驯化稳定后, MLSS为21.565g/L.取10mL厌氧污泥和150mL模拟废水加入血清瓶中,通入足量高纯氮气并密封,在35℃时的恒温振荡器中培养24h,在反应的不同时间分别取水样,经6000r/min离心10min进行测定.

1.3 测试方法

通过瑞利UV-2100紫外/可见分光光度计对苯胺黑药进行扫描,苯胺黑药在波长为230nm处有特征吸收峰.配制苯胺黑药标准溶液系列,在λ=230nm处依次测定吸光度.以吸光度为横坐标,以苯胺黑药浓度为纵坐标作图,得到一条直线,作为标准工作曲线(Y=14.18x,R2=0.999).通过水样的吸光度值和标准工作曲线计算苯胺黑药浓度,然后计算苯胺黑药降解率.苯胺黑药降解产物采用IC和GC-MS分析.

IC(瑞士万通882)检测条件:样品稀释10倍后经过0.45μm的滤膜过滤后进行IC检测,取IC专用的离子标准液,将NO2-、NO3-、PO43-、SO42-分别配制成2、5、10、15、30mg/L混合溶液,进入IC工作站扫描计算.进样量20μL,流速: 0.7mL/min,压力:12.27MPa,色谱柱:Metrosep A Supp 5～250mm×4.0mm,电导检测器: 882Compact IC plus1,冲洗液组成:Na2CO3(3.2mmol/L)和NaHCO3(1mmol/L),记录时间:28min,待测液离子浓度通过色谱仪标准曲线计算得出.

取待测水样20mL进行前处理:用20mL乙酸乙酯萃取两次后,在50℃旋转蒸发仪下冷凝旋转,待剩2mL左右溶液时,转移至进样瓶中并加入2mL乙酸乙酯进行溶解,溶解后的待测样品可进样至GC-MS.GC-MS升温程序:60℃保持1min,然后以15℃/min的速度上升至200℃保持1min,以10℃/min的速度上升至250℃保持2min,15℃/min的速度上升至280℃并保持1min.进样口温度为250℃,检测器的温度为280℃,在20～550nm波长下,通过m/z值扫描,利用工作站图谱进行对比分析.

2　结果与讨论

2.1 苯胺黑药厌氧降解试验

苯胺黑药与厌氧污泥的混合培养24h,考察其浓度及其COD的变化.结果见图1.

图1　厌氧条件下苯胺黑药及COD变化Fig.1　Variation in concentration of aniline aerofloat and COD with time during anaerobic degradation

由图1可见,初始COD为284.78mg/L,经过24h厌氧降解至160.19mg/L,其降解率为43.75%,在前12h内,COD降解速率较快,其出水COD为183.92mg/L,降解效率达到35.42%,后12h其降解效率仅仅为8.33%,在厌氧降解后期,苯胺黑药降解菌活性不高导致降解后半阶段效率不高[14].实验初始苯胺黑药的投加量131.41mg/L,通过厌氧污泥24h的代谢分解,最终浓度达到73.35mg/L,降解效率为44.18%,降解效率与COD去除率趋势一致,并略高于COD去除率.降解12h,苯胺黑药出水浓度为89.36mg/L,降解效率为32%,12h～ 24h内苯胺黑药的降解率仅为12.18%,说明苯胺黑药在厌氧代谢初期降解效果良好,COD去除率与苯胺黑药降解效率未完全吻合可能是苯胺黑药的降解过程产生了难降解有机物,这类物质与剩余的苯胺黑药共同贡献了COD[18].

2.2 苯胺黑药厌氧降解产物UV扫描

于190～500nm的波长范围内对苯胺、苯胺黑药及0,4,8,12,24h中间反应产物溶液进行吸光度的测量,实验结果见图2.

图2　厌氧降解苯胺黑药及产物紫外图谱Fig.2　The UV scanning spectra of aniline aerofloat and its degradation intermediates during anaerobic degradation

由图2可知200nm及230nm、280nm有明显的特征峰出现,经实验验证苯胺黑药浓度在200nm及280nm波长下与吸光度无线性关系,波长230nm时,随培养时间的不断增大,吸光度不断降低,浓度不断减少,说明了厌氧过程中苯胺黑药随时间增加不断降解,经过24h后其峰高仍较高,说明厌氧降解不能将苯胺黑药降解完全. 150mg/L的苯胺溶液与苯胺黑药在相同的波长有吸收峰,由于苯胺黑药含磷和苯胺基,说明苯胺和苯胺黑药在化学结构上有部分相同结构[1].

2.3 苯胺黑药厌氧降解产物中阴离子确定

为确定苯胺黑药中间代谢产物,对溶液中可能出现的阴离子进行检测.苯胺黑药化学组成除碳氢外,还包括S、P、N三种元素,考察苯胺黑药在厌氧代谢过程中可能出现的SO42-、PO43-、NO2-、NO3-,取不同时段厌氧降解后水样进行IC扫描,扫描结果见图3.

图3　苯胺黑药厌氧降解产物IC扫描图Fig.3　The IC spectra of aniline aerofloat and its degradation intermediates during anaerobic degradation

图3中依次为苯胺黑药厌氧降解0,24,36, 48h时的离子色谱扫描图,由于系统已经提前设定可能出现的离子,通过离子色谱柱后,扫描出3种阴离子,分别在16min左右扫出NO3-,在22min左右扫出PO43-,在25.63min左右扫出SO42-.从峰高明显可以看到SO42-浓度在不断增大.通过工作站标准曲线自动换算出的浓度见表1.

表1　厌氧降解苯胺黑药阴离子浓度变化(mg/L)Table 1　The variation in anion concentrations with time during anaerobic degradation of aniline aerofloat (mg/L)

从表1中看到,在苯胺黑药在降解过程中没有产生NO2-,NO3-、PO43-、SO42-浓度随降解时间的增加而逐渐增大,NO3-从最初始的9.9mg/L上升到177.26mg/L,前24h已经上升到稳定水平166.25mg/L,说明厌氧降解苯胺黑药在24h内几乎达到最佳降解水平,此时通过增加降解时间来提高降解量已变的不可行.苯胺黑药在降解过程中产生了99.31mg/L PO43-,水样中初始磷酸盐为65.84mg/L,与配制苯胺黑药厌氧降解无机共代谢基质中KH2PO4所含的PO43-浓度67.06mg/L大致吻合,最终水样中含有99.31mg/L,两者差为33.47mg/L,然而苯胺黑药厌氧降解过程中还需利用磷酸盐来完成自身代谢,所以150mg/L苯胺黑药厌氧降解中PO43-代谢浓度高于33.47mg/L, P转化为磷酸盐,SO42-在厌氧过程中从73.43mg/L上升至236.61mg/L,降解产生的硫酸盐浓度为163.18mg/L,结合以上图表可知苯胺黑药中的S,P转化为硫酸盐、磷酸盐,N转化为硝酸盐.

2.4 厌氧降解产物的确定

为探究苯胺黑药在厌氧降解过程中可能出现的中间产物,对苯胺黑药降解产物进行了GC-MS扫描,降解过程中0,12,24,48h的总离子流图如图4所示.

从图4可以看出,0h、12h峰型变化不明显,但仍可以看到几个主要峰高的改变,保留时间为4.8min左右的峰高有小幅度的增高,保留时间为9.887min 的峰高没有太大变化,17.5min左右的峰高不断增加,0h谱图中20min左右的峰高最高,峰面积最大,经过12h培养后此峰高没有明显变化,经过24h厌氧降解过后峰型变化显著,有较多杂峰出现,谱图较复杂.24h后苯胺黑药降解效果趋于稳定.结合48h图谱观察并考虑峰面积较大的主要峰,10.479min左右及12.334min左右峰高较高,不同时间的峰面积变化见表2.为确定以上几种保留时间下可能的物质,通过质谱库提取标准物质与图中每个离子碎片进行比较,得出该保留时间下的最终物质.

图4中峰面积变化可直接看出苯胺黑药降解过程产物中这几种主要产物浓度不断升高, 表2列出了不同保留时间下并通过谱库对比得出的化学物质,其中苯胺浓度不断上升,在紫外扫描光谱图中苯胺与苯胺黑药在相同波长有吸收峰,可知两者在化学结构上有很大的相似性,推测苯胺是苯胺黑药的降解一级产物.离子色谱扫描结果中显示有大量的磷酸盐、硫酸盐存在,可知苯胺黑药首先降解为苯胺,磷酸盐及硫酸盐.因苯胺黑药中不含氯元素,10.479min所代表的含氯化合物不是苯胺黑药降解直接产物,推测C13H23Cl3O由培养基中氯离子与产物反应得到.14.274min代表的物质在不同时间段质谱库比对得出的物质不同,无法确认该时间下物质的唯一性.质谱确认未知物依赖于谱库已有物质与检出物质离子碎片对比的相似程度,对于同分异构体等复杂有机物尚需其他分析手段佐证.水中苯胺进一步降解生成2,5-二叔丁基苯酚,此为氧化脱氮的过程,主要产物二十烷及二十二烷峰面积不断变化,可能是苯胺在开环后链烃相互反应生成,可能的降解路径见图5.图中2,5-二叔丁基苯酚含苯环,在模拟废水中不存在,从而判断确定是由苯胺降解产生,陈小清[19]在苯胺黑药好氧生物降解中也得到了其同分异构体.鉴于图谱复杂,较多峰面积不大的产物未能逐一分析完全,实验中可能产生的其他降解产物因浓度不高而未能被检测出,本降解路径可能只是苯胺黑药降解的某一种方式,另一可能途径是李文亮,Harwood等[20-21]认为苯胺首先在厌氧菌,如苯胺脱硫杆菌的作用下经羧基化形成对氨基苯甲酸,而对氨基苯甲酸即可与辅酶A反应形成硫酯.

图4　厌氧降解各阶段出水GC-MS总离子流图Fig.4　The GC-MS spectra of effluent at different stages of anaerobic degradation of aniline aerofloat

表2　厌氧降解苯胺黑药产物的气相色谱图峰Table 2　Comparison of peak areas of gas chromatogram peak relating to the anaerobic degradation intermediates of aniline aerofloat

图5　苯胺黑药可能的厌氧降解路径Fig.5　The proposed degradation pathway of aniline aerofloat under anaerobic condition

3　结论

3.1 苯胺黑药在λ=230nm处有吸收峰,在厌氧降解过程中吸收峰逐渐变小.苯胺和苯胺黑药在紫外光谱中有相同的吸收峰.通过24h的厌氧降解,150mg/L苯胺黑药的降解效率达到44.18%,COD去除率达到43.75%,且前12h降解效率远高于后12h.COD与苯胺黑药降解效率不一致可能是产生中间产物造成的.

3.2 培养0、12、24、48h苯胺黑药的降解产物通过IC进行阴离子测定,48h后产生了NO3-167.36mg/L,PO43-34.47mg/L, SO42-163.18mg/L,未检出NO2-,苯胺黑药中P、S部分转化为PO43-、SO42-.

3.3 苯胺黑药厌氧降解过程中通过GC-MS检测得到七种物质为苯胺,2,5-二叔丁基苯酚,C13H23Cl3O2、1-二十醇、二十二烷、二十烷及一种谱库难以比对的未知物.降解途径为苯胺黑药降解成苯胺及磷酸盐,硫酸盐.苯胺脱除氨基再进一步降解生成2,5-二叔丁基苯酚,再降解为链烃类有机物1-二十醇、二十二烷、二十烷.链状烃及醇类因结构中不再含有苯环其降解难度远低于苯胺黑药,极大提高了可降解性.

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生,主要从事水污染防治理论与技术研究.

Anaerobic biodegradation and mechanism of aniline aerofloat.

CHENG Ya-jie, SONG Wei-feng*, LIN Li-ting, DONG Ming (School of Environmental Science and Engineering, Guangdong University of Technology, Guangzhou 510006, China). China Environmental Science, 2016,36(4)：1033～1038

Abstract：The degradation pathways and mechanisms of aniline aerofloat in an anaerobic reactor were investigated by UV, IC and GC-MS analysis. The results showed that total aniline aerofloat content of up to 44.18% were degraded within 48hours. N, P and S elements in aniline aerofloat were partially converted into NO3-, PO43-and SO42-, respectively, according to IC analysis. The main degradation intermediates were monitored by GC-MS and determined as aniline, 2,5-bis (1,1-dimethylethyl)-, C13H23Cl3O2, 1-nonadecene, docosane and eicosane. It is proposed that the aniline aerofloat was firstly degraded into aniline, phosphate and sulfate, and was then deaminizated to form phenol, 2,5-bis (1,1-dimethylethyl) and NO3-, which are further degraded to chain hydrocarbons including 1-nonadecene, docosane and eicosane.

Key words：aniline aerofloat；anaerobic；degradation mechanism

作者简介：程亚杰(1990-),女,河北唐山人,广东工业大学硕士研究

基金项目：广东省科技计划项目(2014A020209077)

收稿日期：2015-09-24

中图分类号：X703.5

文献标识码：A

文章编号：1000-6923(2016)04-1033-06