聚醚又稱聚醚多元醇,通常是以活潑氫基團化合物作起始劑,再與環氧化合物在催化劑作用下開環聚合而成.聚醚廢水由聚氨酯、造紙、日化和機械等工業產生,直接被排放常常危害水產養殖業和河流生態環境,甚至通過食物鏈富集損害人體健康.因聚醚廢水成分復雜,有異味且呈酸性,COD高(一般10~30g˙L-1).目前處理聚醚廢水工藝主要有陶瓷膜技術,厭氧生物濾池-接觸氧化工藝和厭氧-好氧工藝等,但聚醚廢水中含有大量醇羥基,傳統物理化學方法難以處理.例如Fenton-混凝處理共聚醚需要外加H2O2,帶來安全隱患;利用Fenton-UASB-BAC組合工藝降解聚醚廢水,工藝繁瑣成本巨大;利用生化強化池處理聚醚廢水,成本大且遺留藥劑易造成二次污染.需尋求一種高效環保降解聚醚廢水的方法.微生物燃料電池-電芬頓在處理廢水時也收獲電能,底物來源廣泛,操作條件溫和,無二次污染,在能源與環境領域有廣闊前景.

2010年,微生物燃料電池-電芬頓技術已見報道它是將微生物燃料電池(MFC)和電芬頓反應(Electro-Fenton)相結合,在以氧氣為電子受體的MFC中加入Fe2+形成˙OH(E=2.8V),將有機污染物質氧化成CO2、H2O或礦物鹽.但微生物燃料電池也有許多制約因素如自身內阻大功率輸出低;水中低濃度溶解氧在碳電極表面氧化還原活性低,需要貴金屬陰極催化劑來催化,增加裝置成本.

為提高MFC-electro-Fenton性能,研究人員大力探索廉價陰極催化劑.漆酶是一類中心含有銅的氧化還原酶,廣泛應用酚類、芳香胺和染料等污染物降解,是綠色廉價生物催化劑.它催化過程是底物的單電子氧化即漆酶把底物反應生成的電子轉移到氧分子上,進而將氧還原為水,同時酶中心銅離子被還原和底物被催化氧化.一般水中的Cu2+/Cu+的離子氧化還原電位僅0.15V,而漆酶催化的離子氧化反應具有較高的氧化電位(>0.68V).利用漆酶來修飾陰極,將電子更有目標傳遞到陰極氧分子上,促進H2O2產生,同時酶中心銅離子被底物還原時與H2O2結合生成更多的˙OH,增加陰極的氧化還原電位來降解聚醚廢水.漆酶突出的催化特性使它的底物具有廣泛性,催化反應復雜性,且生成的產物具有環境友好性.但是游離在水中的漆酶有高溶解性,且重用性差,易變性失活,利用海藻酸鈉和氯化鈣將漆酶固定在碳氈表面,有利于保持漆酶活性.因此海藻酸鈉固定漆酶是漆酶修飾陰極的有效途徑

目前，國內外MFC-electro-Fenton工藝降解聚醚廢水研究鮮見報道.現有報道多集中在MFC中研究漆酶的陰極催化效能.本實驗構建微生物燃料電池-電-芬頓體系降解聚醚廢水,用漆酶包埋修飾碳氈陰極,以陰極室聚醚廢水為研究對象,與未修飾的碳氈陰極電池對比,考察漆酶包埋修飾陰極對MFC-electro-Fenton產電性能和聚醚廢水強化降解效果,為MFC-electro-Fenton研究擴展思路.

1材料與方法(Materialsandmethods)

1.1樣品與實驗試劑

聚醚廢水COD為(30000±200)mg˙L-1,實驗前密封避光保存;深紅紅螺菌397;漆酶;碳氈;海藻酸鈉;H3PO4、KH2PO4、CO(NH2)2、NaOH、CaCl2和FeSO4˙7H2O均為分析純.

1.2MFC的構建

實驗用有機玻璃制作雙室H型MFC,凈體積125mL(5cm×5cm×5cm).陰陽極室溶液體積110mL聚醚廢水,陽極室聚醚廢水COD(10000±200)mg˙L-1,陰極室廢水COD(2500±100)mg˙L-1.陽陰電極間用銅導線連接且外接電阻構成回路.質子交換膜面積25cm2,陽極室安裝攪拌器,陰極室安裝曝氣通氧氣.電極為碳氈,有效面積9cm2.裝置如圖1所示.

圖1微生物燃料電池-電芬頓的裝置和原理圖

1.3微生物馴養

稀釋1000mL聚醚廢水至COD10000mg˙L-1,添加氮源CO(NH2)2和磷源KH2PO4,經過多次預實驗以COD為碳源分別設置C:N:P分別為(200:5:1,100:10:5,100:5:1),最終確定C:N:P≈100:5:1效果最優.經前期實驗篩選ShewanelladecolorationisS12和深紅紅螺菌397對COD10000mg˙L-1聚醚廢水進行處理(降解率36.7%和40.2%),結果發現深紅紅螺菌397菌效果最優.后將200mL深紅紅螺菌397菌液置于聚醚廢水中攪拌均勻密封厭氧培養.每隔3d測1次COD、N和P.后添加碳氮磷源維持維持C、N、P之比.微生物在電池啟動前3個月內馴養.

1.4漆酶包埋修飾陰極

稱取0.25g海藻酸鈉加去離子水(9.75mL)經80℃水浴攪拌成膠體(膠體涂抹至碳氈電極兩面制備為未包埋的陰極電極).膠體冷卻至室溫添加0.11、0.77和1.1g漆酶(濃度1、7和10mg˙mL-1),將漆酶與海藻酸鈉攪拌并均勻涂抹碳氈電極,放至100mL4%氯化鈣溶液中固定12h,后取出電極用生理鹽水沖洗,放入蒸餾水中至待用(制備為漆酶包埋修飾陰極).

1.5水質分析

采用國標GB11914-89法、納氏試劑分光光度法和鉬酸銨分光光度法測定COD、氨氮和總磷.H2O2的測定:從陰極室取3mL溶液,經0.45μm濾膜處理,由H2O2快速測定儀(LOVIBOND-ET8600,Germany)測定,測試波長為528nm,檢測限為0.05mg˙L-1.利用掃描電子顯微鏡能譜儀(SEM&EDS,JSM6360LA&EX54175JMU)制作SEM圖.三維熒光光譜圖是CaryEclipse熒光分光光度計,配1cm石英比色皿,蒸餾水為空白,進行掃描而制得,橫坐標代表發射波長(Em),縱坐標代表激發波長(Ex).激發光源為150W氙燈,Ex間距5nm,Em間距2nm,掃描區域：Ex=220~400nm,Em=280~550nm.

1.6電化學測量

電壓U用萬用電壓表(優利德UT30,電壓量程為0~2000mV,分辨力為1mV,準確度±(0.5%+2))測定(張永娟等,2012).

??????

(1)

式中,I為電流密度(mA˙cm-2),U為輸出電壓(mV),A為陰極有效面積(cm2),R外為外電阻(Ω),如無特殊說明,外接電阻為1000Ω.

2結果與討論(Resultsanddiscussion)

2.1碳氈陰極對聚醚廢水降解動力學的影響

2.1.1碳氈陰極對聚醚廢水的降解

4類不同陰極室的碳氈電池運行條件見表1.在pH為4,Fe2+濃度為1mmol˙L-1,不同處理條件下,24h碳氈陰極對聚醚廢水降解影響見圖2.MFC-A是在斷路條件下聚醚廢水的降解率僅3.2%.MFC-B是缺少O2條件下聚醚廢水降解率8.8%,MFC-C是缺少Fe2+條件下聚醚廢水降解率10.3%,MFC-D是Fe2+濃度為1mmol˙L-1通O2條件下聚醚廢水降解率31%.推測在微生物燃料電池陰極構建的電芬頓體系可處理聚醚廢水.

圖2碳氈陰極對聚醚廢水的降解(在ct/c0中,c0是初始COD值,ct是反應t時刻的COD,顯示數據是3個獨立實驗的平均值和標準偏差)

2.1.2溶液初始pH對聚醚廢水降解動力學影響

在Fe2+濃度為1mmol˙L-1時,調節不同的溶液初始pH為3、4、7、10,與斷路條件下pH為3、4、7、10作對照,探討24h對聚醚廢水的降解,如圖3所示.從圖3a中看出,pH為的3聚醚廢水COD降解率最大36.7%,最有利于微生物電芬頓反應.但隨著pH值增加,降低了聚醚廢水的降解速率.當pH值由3~10,聚醚廢水降解率從36.7%下降至23.5%.將圖3a的數據進行二級動力學方程(1)擬合,降解動力學如圖3b所示.當pH為3時,k=7.2×10-6mol-1˙dm3˙s-1,降解速度最快.當pH值上升至10,降解速率常數從7.2×10-6mol-1˙dm3˙s-1下降至4.8×10-6mol-1˙dm3˙s-1,在一定程度上這表明高pH值不利于聚醚廢水降解.

圖3

圖3溶液初始pH對聚醚廢水的降解(a)和pH對聚醚廢水的降解動力學影響(b)

式中,k為速率常數(mol-1˙dm-3˙s-1).

2.1.3Fe2+的濃度對聚醚廢水降解的影響

以碳氈為陰極,在pH為3,外加FeSO4˙7H2O調節Fe2+濃度(0、1、2、5、7、10、12mmol˙L-1)探討24h對聚醚廢水的降解情況,結果如圖4所示.隨著Fe2+濃度增加(1~10mmol˙L-1),COD降解速率從36.7%上升至51.9%,在一定程度上Fe2+濃度對降解速率有積極的影響.推測是因為MFC穩定運行過程中產生一定量H2O2,Fe2+濃度增加提高˙OH的產量,從而促進COD降解率的提高.當Fe2+的濃度為10mmol˙L-1,聚醚廢水COD降解率51.9%.相反當Fe2+濃度達12mmol˙L-1,COD降解率卻下降至44.7%.表明較高濃度Fe2+會消耗˙OH.盡管˙OH氧化有機污染物的反應速率大于氧化Fe2+,但˙OH仍存在部分消耗.此外過多的Fe2+會瞬時產生很多˙OH,與H2O2產生反應,從而消耗˙OH和H2O2,進而影響聚醚廢水降解(反應式見(2)(3)(4)).

(3)

(4)

(5)

圖4

圖4Fe2+濃度對聚醚廢水的降解影響

2.2漆酶修飾陰極對聚醚廢水降解效果的影響

2.2.1海藻酸鈉固定化漆酶形貌分析

運用SEM對純漆酶粉末、海藻酸鈉/碳氈和海藻酸鈉/漆酶/碳氈電極進行300倍觀測,如圖5所示.圖5a是漆酶粉末SEM,呈不規則的球形狀態,圖5b是海藻酸鈉/碳氈電極SEM,表面光滑,有絲狀裂痕,呈無球形體,圖5c是海藻酸鈉/漆酶/碳氈SEM,呈不規則球形,與純漆酶結構相似,呈凸起狀,說明漆酶主要是被海藻酸鈉包埋在內.從圖5b和5c看出海藻酸鈉固定漆酶是將漆酶包埋在內.

圖5

圖5海藻酸鈉/碳氈(a)和海藻酸鈉/漆酶/碳氈(b)、純漆酶(c)電極300倍下電鏡掃描圖

2.2.2海藻酸鈉固定漆酶對COD降解動力學的影響

本研究選擇海藻酸鈉作為包埋材料,因其是一種天然多糖碳水化合物,具有價格低廉,固定化成型方便和傳質性能好等優點,是固定漆酶的良好材料.

圖6顯示在pH為4,Fe2+濃度為10mmol˙L-1,漆酶濃度為1mg˙mL-1時,利用制成的海藻酸鈉/碳氈和漆酶/海藻酸鈉/碳氈陰極探討海藻酸鈉固定漆酶對降解聚醚廢水的影響.圖6a說明漆酶/海藻酸鈉/碳氈陰極對聚醚廢水COD的降解率為62.2%,而海藻酸鈉/碳氈和碳氈陰極僅為35.4%和40.1%;將圖6a的數據進行二級動力學方程擬合,結果如圖6b所示.用漆酶包埋修飾的陰極對聚醚廢水降解速度(k=2.5×10-5mol-1˙dm3˙s-1)最快.因為漆酶在通氧曝氣時,酶中心銅離子被還原與H2O2反應,促進更多˙OH生成,加速降解聚醚廢水.然而海藻酸鈉/碳氈陰極降解速度(k=7.5×10-6mol-1˙dm3˙s-1)慢于碳氈陰極降解速度(k=8.6×10-6mol-1˙dm3˙s-1)和漆酶/海藻酸鈉/碳氈陰極降解速度.結果表明海藻酸鈉對提升聚醚廢水COD降解率影響微小,對促進聚醚廢水降解效率的主要是漆酶包埋修飾.

圖6

圖63種不同陰極對聚醚廢水的降解(a)和不同陰極對COD降解動力學的影響(b)

2.2.3溶液初始pH對COD降解動力學的影響

漆酶是一種來源于米曲霉菌種的酶,pH范圍是3~5.5,最適pH為4,過高和過低的pH會抑制酶的活性.在Fe2+濃度為10mmol˙L-1,漆酶的濃度為1mg˙mL-1條件下,調節不同pH為3、4、4.5、5、5.5,與在斷路條件下pH為3、4、4.5、5、5.5作對照,探討24h對聚醚廢水的降解影響,如圖7所示.在圖7a中,pH為4,聚醚廢水COD降解率最高62.2%.隨著pH值提高至5.5,COD降解率從66.2%下降至41.8%.pH為3時,聚醚廢水降解率僅為44.9%.將圖7a的數據進行二級動力學方程擬合,降解動力學如圖7b所示,當pH為4,漆酶修飾的陰極對聚醚廢水的降解速度最快(k=2.5×10-5mol-1˙dm3˙s-1).因在酸性條件下(pH為4),固定化漆酶穩定性好,活性化最大,傳遞更多電子至氧分子上.漆酶將氧還原為水時,酶中心的銅離子與H2O2積極發生如式(1)和(2)的反應,促進生成更多˙OH,來降解有機物.同時漆酶自身也在催化有機污染物.

(1)

(2)

圖7

圖7溶液初始pH對聚醚廢水的降解(a)和pH對COD降解動力學影響(b)

但當pH提高至4.5、5和5.5,降解速度依次下降至1.7×10-5、9.1×10-6和1.1×10-5mol-1˙dm3˙s-1.推測是因為pH值影響酶總凈電荷和外表面電荷分布,進而影響酶活性和穩定性(Manietal.,2016).隨著pH上升,過量OH-可以在T2、T3銅站點結合,防止T1和T2、T3中心之間內部電子轉移鍵,使酶活性受到抑制，催化能力減弱.pH在逐漸增大時,Fe2+與OH-形成氫氧化物沉淀,耗損Fe2+,不利于˙OH生成.盡管碳氈電池在pH為3時降解速度最快,但pH值較低(pH=3)也降低固定化漆酶的活性,從而降低降解速率.

2.2.4漆酶濃度對漆酶修飾陰極降解聚醚廢水的影響

在pH為4,Fe2+濃度為10mmol˙L-1時,改變包埋漆酶濃度(1、7、10mg˙mL-1),與降解率最低(5%)的斷路條件下MFC-E(pH為4,Fe2+濃度為1mmol˙L-1,漆酶濃度為1mg˙mL-1)作為對照(圖11),探討24h內對降解聚醚廢水COD的影響,結果如圖8所示.當漆酶濃度達7mg˙mL-1時,聚醚廢水最大COD降解率68.1%.推測是因增加固定化漆酶含量,在通氧條件下,傳遞更多電子至氧分子上,加速酶中心的銅離子與H2O2反應,促進更多˙OH生成,催化更多的底物氧化,提高聚醚廢水中的有機物降解率.但當漆酶濃度增加至10mg˙mL-1時,聚醚廢水降解率下降8.1%,在一定程度上說明氧氣存在條件下,漆酶通過其中心4個銅離子協同傳遞電子和價態變化催化有機污染物氧化.當漆酶在最適濃度時,電子被消耗完,無法提供漆酶電子來催化底物,再增加漆酶的濃度反而使COD降解率降低.

圖11

圖11不同陰極情況下的電池對聚醚廢水降解的影響

圖8

圖8漆酶濃度對降解聚醚廢水的影響

2.2.5三維熒光光譜分析

三維熒光光譜具有靈敏度高,選擇性好,不破壞樣品結構等優點.

在pH為4,Fe2+濃度為10mmol˙L-1,漆酶濃度為7mg˙mL-1時,圖9顯示MFC-electro-Fenton工藝對聚醚廢水降解的三維熒光光譜.圖9a是稀釋50倍降解0h的原水熒光譜圖,9b、9c和9d是稀釋5倍降解4、10和24h的水樣熒光譜圖.在圖9a中出現3個完整峰Em/Ex:350~450nm/0~5nm、Ex/Em:340~470nm/7~18nm和Em/Ex:390~440nm/26~33nm.增加MFC-electro-Fenton工藝對聚醚廢水的降解時間,圖9b、9c和9d中只出現1個完整峰.峰Em/Ex:350~450nm/0~5nm在降解24h后已消失,峰Ex/Em:340~470nm/7~18nm和峰Em/Ex:390~440nm/26~33nm的熒光強度在減弱,峰面積在減小.根據Lambert-Beer定律可知,低濃度范圍內熒光強度與物質濃度呈線性關系.推測聚醚廢水中的雙酚和甲苯二胺等芳香族的熒光物質被˙OH降解,致其濃度降低.

圖9

圖90(a)、4(b)、12(c)和24h(d)的聚醚廢水降解三維熒光光譜圖

2.3漆酶修飾陰極對H2O2的濃度影響

2.3.1提高MFC的產電性能和H2O2的濃度

本研究測量的電壓實際是電阻兩端的電壓,間接反映了電池的性能.當它電壓值低于100mV時,更換兩室的溶液,這稱其為一個周期,每個周期大約能持續144h.圖10a顯示了陰極為碳氈和漆酶/海藻酸鈉/碳氈的1個周期的電壓變化.兩者都先緩慢增長,在13h后快速增長,32h后進入穩定期,穩定時間大約持續45h,穩定期過后電壓開始下降,說明電池性能良好.漆酶修飾陰極后,最大電壓為548mV,比碳氈電池提高21.8%.陰極反應可以提高微生物燃料電池的電位和電流,漆酶包埋提高了生物燃料電池陰極的性能,促進電壓的增加.同時,本實驗在1、2、4、8、12、24h時取樣測H2O2的濃度.圖10b顯示了H2O2的濃度與時間的變化關系.從圖10b中可以看出,隨著電池的運行,兩者電極的H2O2濃度逐漸增加,漆酶修飾的陰極最高可產生3.14mg˙mL-1H2O2,比碳氈陰極提高了25.6%.這是因為Nafion膜可以促進漆酶和電極的電活性域之間的電子交換.漆酶可以將電子更有目標地傳遞到陰極的氧分子,加強了系統的電子傳遞,促進生成更多H2O2,提高了整個系統的輸出電壓,提高了MFC的產電性能和H2O2的濃度.

圖10

圖10MFC一個周期內的輸出電壓曲線圖(a)和一個周期內H2O2濃度與時間的關系(b)

2.3.2H2O2濃度對漆酶修飾陰極降解聚醚廢水的影響

表2顯示5類不同陰極情況的電池(MFC-E,F,G,H和I),陽極為碳氈,陰極為漆酶/海藻酸鈉/碳氈.在pH為4,Fe2+濃度為10mmol˙L-1,漆酶濃度為1mg˙mL-1時,探討不同條件下漆酶陰極對聚醚廢水降解的影響,如圖11所示.MFC-E對聚醚廢水降解僅5%,說明在開路狀態下,電池的電極材料對廢水的吸附影響是微小的,推測是因沒有電子傳遞至陰極,未生成˙OH所致.MFC-F、MFC-G和MFC-H降解率為9%、11.3%和62.2%.在一定程度上說明電子、O2和Fe2+是構成MFC-Fenton工藝必不可少的條件.MFC-I是每隔1h滴加30%的3mg˙L-1H2O2,持續滴加13h,降解92.1%的聚醚廢水.從MFC-H和MFC-I兩電池中看出H2O2的濃度對降解聚醚廢水起關鍵作用,推測因為提高H2O2濃度就增加˙OH含量,提高廢水降解率.

3?結論(Conclusions)

1)在微生物燃料電池陰極中成功構建電芬頓體系降解陰極室聚醚廢水.當pH為3,Fe2+濃度為10mmol˙L-1,陰極室聚醚廢水COD降解率為51.9%.

2)漆酶包埋修飾陰極強化對聚醚廢水的降解.當pH為4,漆酶濃度為7mg˙mL-1時,陰極室聚醚廢水COD降解率68.1%,比碳氈陰極提高28%.同時漆酶包埋修飾陰極提高電池21.8%的電壓和25.6%H2O2的濃度.在三維熒光光譜中,MFC-electro-Fenton降解了聚醚廢水中雙酚和甲苯二胺等熒光物質.

3)在MFC-electro-Fenton工藝降解聚醚廢水中,H2O2濃度起關鍵作用.

本文摘自：環境科學學報