十二烷基苯磺酸鈉（SDBS）作為一種典型的陰離子表面活性劑，因成本低、性能好等優點，被廣泛應用于生活及化工領域。但SDBS作為一種難降解有機物，無法通過單一的生物法得到根除。有研究表明，SDBS會對好氧反硝化及缺氧反硝化過程產生抑制作用，并且在厭（缺）氧條件下因缺少電子受體，導致污水處理廠（尤其是缺氧段）對SDBS的去除率相對較低。另外過高濃度的SDBS排放至水環境中，還會對水生植物、魚類等產生毒害作用。
鐵碳微電解技術在去除工業廢水中難降解有機物方面發揮了重要作用，其原理是在水中形成無數微觀原電池，對難降解有機物進行吸附和降解，進而提高污水可生化性。研究表明該技術易于與生物處理技術相結合，不僅可減弱水中毒性物質對于微生物的毒害作用，同時結合生物脫氮體系可降低微生物在反硝化過程中對碳源的依賴，縮短生物反硝化所需時間。當前，反硝化濾池作為深度脫氮單元，一般被設置在二級處理后，發揮著保障污水廠出水氮素達標的作用。然而，反硝化濾池對于難降解有機物的去除效果始終不佳，甚至某些殘留的難降解有機物會對微生物產生抑制作用。
鐵碳微電解耦合生物技術為難降解有機廢水的低耗高效處理提供了一個可行的途徑，有學者研究發現鐵碳填料可以改變反硝化濾池內部的菌群結構，誘導鐵自養反硝化菌等生長，強化反硝化性能。然而，目前利用鐵碳微電解耦合生物法處理SDBS廢水的研究報道較少，特別是與反硝化濾池相耦合，鐵碳微電解降解SDBS的最優條件及降解路徑尚不清楚。因此，筆者以SDBS廢水為研究對象，通過單因素試驗（鐵碳投加量、SDBS濃度和初始pH）探究鐵碳填料對SDBS廢水的處理效果，構建連續流反硝化濾池證實鐵碳微電解耦合生物反硝化的可行性，并利用液質聯用技術探究了鐵碳微電解對SDBS的降解產物及轉化路徑。
1、材料與方法
1.1 填料來源及特性
SDBS、硫酸、鹽酸、氫氧化鈉等藥品均為分析純，試驗用水為去離子水。鐵碳填料的平均粒徑為6~8mm，購自平頂山市炭諾環保材料有限公司。對預處理后的鐵碳材料進行掃描電鏡（SEM）表征，可以看到其表面存在孔隙，部分區域光滑且致密。能譜分析（EDS）顯示，鐵碳材料表面元素分布較為均勻，其中Fe和C元素的占比分別為46.31%和25.38%（見圖1）。
同時，利用X射線衍射（XRD）進一步分析了填料的化學成分，其晶型結構主要為Fe（02θ=44.67°），在2θ=26.60°處出現了C的衍射峰，在2θ=35.63°處出現了Fe2O3的晶面衍射峰。因此，填料的鐵碳結構良好且均勻，雖然表面有少量鐵氧化物覆蓋，但填料中豐富的單質Fe和C能夠有效誘發微電解作用。
1.2 填料預處理及降解試驗設計
在試驗前將鐵碳填料放入5%~10%NaOH溶液中浸泡30min，以去除表面油污及雜質，而后用水反復沖洗，在使用前再用5%~10%H2SO4進行活化處理，將鐵碳表面氧化形成的致密氧化膜去除，浸泡約40min后取出密封陰干，而后放入1000mg/L的SDBS溶液中，使其達到吸附飽和狀態，排除因吸附作用導致COD濃度下降的干擾。
試驗采用250mL試劑瓶，加入200mLSDBS溶液和鐵碳填料后在恒溫搖床中反應，轉速為240r/min，溫度為30℃，反應時間為2h。在一定間隔時間進行取樣測定，考察鐵碳投加量、初始pH和初始SDBS濃度對SDBS降解的影響。即：①在初始pH=7、SDBS濃度為75mg/L條件下，分別投加60、90和120g的鐵碳填料，考察填料投加量的影響；②在鐵碳填料投加量為120g、pH=7條件下，設定SDBS初始濃度分別為30、75和120mg/L，考察SDBS初始濃度對降解效果的影響；③在鐵碳填料投加量為120g、初始SDBS濃度為75mg/L條件下，設定初始pH分別為6、7、8和9，考察其對SDBS降解效果的影響。
1.3 連續流試驗裝置及運行條件
反硝化濾池采用底部進水、頂部出水的連續流運行方式，有效容積為2.5L，出水口設置三相分離器以避免絮體污泥流失。反應器的水力停留時間（HRT）為6h，運行溫度為25~30℃。接種污泥采用污水處理廠剩余污泥，初始MLSS濃度約為2800mg/L，試驗組和對照組分別采用鐵碳填料和陶粒填料，填充比均為45%。采用人工配水，SDBS作為唯一碳源，SDBS和硝態氮（NO3--N）濃度均控制在30mg/L左右。反應器進水分為兩股：SDBS與NO3--N以1∶1比例進水。
1.4 反應動力學及水樣測定
利用一級反應動力學方程考察鐵碳填料降解SDBS的過程，探究降解速率和各因素之間的關系。水樣經0.45μm的微孔濾膜過濾后，采用紫外分光光度法測定SDBS，通過配制不同濃度的SDBS溶液，在波長為224nm處測定SDBS的吸光度，繪制標準曲線，相關度R2為0.999。COD濃度采用重鉻酸鉀消解法測定，BOD5采用連華科技生物化學需氧量測定儀進行分析，NO3--N濃度采用麝香草酚分光光度法測定。
1.5 高通量測序
采集反硝化濾池的泥樣進行高通量測序，先通過冷凍干燥，再進行DNA提取，而后利用聚合酶鏈反應擴增細菌16SrDNA序列的片段區域，使用2%瓊脂糖凝膠回收PCR產物并純化，最后采用IlluminaMiSeqPE300高通量測序平臺進行上機測試。對結果相似度≥97%的序列進行Alpha多樣性分析，統計屬水平的群落及豐度。
1.6 液相色譜-質譜聯用分析
SDBS降解產物采用Ultimate3000UHPLC-QExactive液質聯用儀測定，色譜柱為WatersAtlantisT3（100mm×3.0mm，3.0μm），進樣量設為20μL，分析物采用5mmol/L的甲酸銨水溶液和甲醇二元流動相梯度分離，梯度洗脫條件為20%甲酸銨水溶液、80%甲醇，流速為0.4mL/min，柱溫為30℃。質譜選用ThermoScientificQExactive質譜儀，離子源為HESI，一級掃描的分辨率為70000，質荷比（m/z）為50~600。
2、結果與討論
2.1 鐵碳填料降解SDBS的單因素優化試驗
2.1.1 鐵碳填料投加量的影響
鐵碳填料投加量對SDBS的降解效果影響顯著，隨著鐵碳投加量的增加，SDBS與COD去除率不斷提高，在投加量為120g時達到最大值，分別為87.9%和80.7%（見圖2）。這是因為提高鐵碳投加量能夠增加體系原電池數量，在反應過程中釋放的、·OH和·O相應增多，從而提高了對污染物的去除率。鐵碳微電解陰極在釋放、·OH和·O的過程中會快速消耗H+，同時Fe2+在氧化過程中也會產生堿度，從而導致反應體系的pH不斷上升。
2.1.2 SDBS初始濃度的影響
不同SDBS初始濃度下的SDBS和COD去除效果見圖3。
當SDBS初始濃度為30mg/L時，SDBS去除率最低，只有52.94%。隨著SDBS初始濃度的提高，出水SDBS濃度卻相近。當SDBS初始濃度為75mg/L時SDBS去除率提升至82.75%。因為提高SDBS初始濃度會導致溶液中SDBS分子增多，從而使鐵碳微電解體系產生的·OH和·O與之發生碰撞的幾率增加。而當SDBS初始濃度繼續提高至120mg/L時，SDBS去除率穩定在83.59%，并無明顯提升。這可能是因為鐵碳填料上的活性位點及產生的自由基有限，以致限制了反應的發生。
2.1.3 初始pH的影響
隨著pH的提高，SDBS去除率逐漸降低（見圖4），當初始pH為6時，SDBS去除效果達到最佳（90.47%），因為在酸性條件下鐵碳微電解體系的電極電位更高，形成的微觀原電池電位差大，并且H+濃度的增加，會進一步促進和·OH、·O等強氧化性基團的生成。
需要指出的是，在上述各單因素試驗中，SDBS去除率普遍大于相應的COD去除率。例如當初始pH=6時，SDBS去除率達到90.47%，而COD去除率僅為83.26%；同樣，在初始SDBS濃度為120mg/L時，SDBS去除率（83.59%）與COD的去除率（75.37%）也差異明顯。產生這種現象的原因可能是自由基首先氧化SDBS分子中的長鏈烷烴，使之分解為短鏈小分子物質與其他苯系物，而苯系物作為氧化后的中間產物持續在水中積累，同時與一些沒有被進一步氧化的小分子有機物（如乙二酸或乙二醇）共同貢獻COD，由此導致SDBS去除率高于COD去除率，進而證實鐵碳微電解可將SDBS降解轉化為其他有機物，便于后續微生物的進一步利用。
2.1.4 最優條件及BOD5/COD變化
通過上述單因素試驗得到最優試驗條件如下：鐵碳投加量為120g，SDBS初始濃度為75mg/L，pH為6。在最優條件下進行SDBS降解試驗，當反應時間為0、10、20、30、40、60、90、120min時，SDBS濃度分別為77.80、44.22、32.15、23.80、18.78、13.48、8.55、6.63mg/L，相應的降解率為0、43.13%、58.66%、69.46%、75.92%、82.74%、89.04%、91.52%；COD濃度和降解率分別為185.95、121.83、84.20、62.65、47.84、37.24、27.73、20.53mg/L和0、34.59%、54.77%、66.42%、74.44%、79.95%、85.04%、88.91%；pH分別為6.17、7.53、8.93、9.43、9.64、9.71、10.19、10.40。在最優條件下，鐵碳微電解對SDBS的降解較為徹底，可使SDBS對微生物的影響最小。此外，出水BOD5/COD得到顯著提高，由原水的0.048提高到0.544，間接驗證了鐵碳微電解能夠有效將SDBS轉化為小分子有機物，可作為碳源供微生物利用。
2.1.5 反應動力學
對不同鐵碳投加量（60、90、120g）、SDBS初始濃度（35、70、120mg/L）和初始pH（6、7、8、9）條件下，鐵碳微電解降解SDBS的反應動力學進行擬合，結果表明SDBS的最高降解速率分別在投加量為120g、初始SDBS濃度為120mg/L和初始pH為6時獲得，依次為0.0169、0.0177和0.0188min-1。此外，在最優條件下SDBS的降解速率達到最大值，為0.0193min-1。SDBS濃度的變化均符合擬一級反應動力學方程，在降解過程中，前5個時間點（0、10、20、30、40min）呈現出更好的線性相關性，并且擬合后的反應速率常數更大，分別為0、0.0269、0.0279、0.0330、0.0347min-1。這表明在0~40min內反應速率最快，隨著反應的進行，因底物不足、鐵碳填料消耗和pH上升，SDBS的降解速率逐漸下降。
2.2 鐵碳微電解耦合生物反硝化對SDBS的降解
2.2.1 去除效果對比
裝置共連續運行22d，在進水COD為46.78~100.33mg/L的條件下，鐵碳填料反應器出水COD保持在4.31~15.56mg/L，平均濃度為11.47mg/L，平均去除率為70.87%；陶粒填料反應器出水COD保持在8.81~21.38mg/L，平均濃度為16.14mg/L，平均去除率為59.17%。這說明鐵碳填料和陶粒填料均對SDBS具有一定的去除效果，但鐵碳填料在微電解作用下可以取得更好的COD去除效果。
此外，鐵碳填料反應器的反硝化性能也更優。在進水NO3--N為21.24~22.56mg/L的條件下，鐵碳填料反應器出水NO3--N保持在0.91~3.12mg/L，平均濃度為2.02mg/L，平均去除率為81.45%，最高可達91.73%；陶粒填料反應器出水NO3--N保持在4.96~6.69mg/L，平均濃度為5.85mg/L，平均去除率為46.27%，最高去除率只有53.58%。與常規反硝化濾池的反硝化速率為6.88mg/（L·h）相比，對照組陶粒濾池的反硝化速率明顯降低，僅為1.97mg/（L·h），這是由于SDBS對反硝化菌存在明顯的抑制作用，而試驗組鐵碳反應器的平均反硝化速率提升至2.45mg/（L·h）。說明陶粒反應器對COD的去除無法減輕SDBS對反硝化菌的毒害作用，其中微生物不能有效利用水中的碳源，而填充鐵碳填料能夠將SDBS降解轉化為小分子有機物，在改善污水可生化性的同時，還削弱了SDBS對反硝化菌的抑制作用，提高了生物反硝化性能。
2.2.2 菌群結構分析
鐵碳與陶粒反硝化濾池在屬水平上的核心菌群結構對比見圖5。OLB14（norank）為鐵碳反硝化濾池中的主要菌屬，其豐度可達20%，被認為是該反應器實現反硝化的關鍵菌屬。OLB14（norank）（5.8%）和Denitratisoma（7.24%）為陶粒反應器中優勢的反硝化菌屬，然而兩者豐度之和卻不及鐵碳反應器中OLB14（norank）菌屬的豐度，由此可解釋鐵碳反應器中的微生物脫氮能力強于陶粒反應器的原因，并且陶粒反應器中具有降解芳香烴功能的菌屬相對較少，表明其對COD的去除以陶粒和微生物的攔截吸附作用為主；而鐵碳填料除吸附作用外，對SDBS還存在明顯的降解作用。這是由于試驗組中SM1A02（11.3%）菌種具有降解芳香族化合物的能力，且在Fe3+的刺激下其豐度會增加。由此說明SM1A02菌能夠利用鐵碳微電解未及時分解完全的芳香烴物質作為碳源進行新陳代謝，同時鐵碳微電解SDBS所釋放出的Fe3+能夠促進SM1A02菌種的富集與生長，表明鐵碳微電解對系統的微生物群落結構產生了顯著的影響，促進了SDBS及其氧化產物等苯系物的進一步降解，有助于減輕對微生物的毒害作用，提高了微生物對SDBS的利用效率。
2.3 鐵碳填料降解SDBS的產物及路徑
為了明晰鐵碳微電解降解SDBS的機理，在最佳運行條件下采用液質聯用技術分析了反應前及反應后的水樣，基于所檢測到的中間產物，提出鐵碳填料降解SDBS的可能路徑。SDBS在溶液中解離形成SDB與Na+，其分子會在ESI模式下失去一個氫后帶一個單位負離子，則初始溶液中SDBS的m/z為325.18。鐵碳微電解降解SDBS的過程可分為兩個階段：烷基鏈的縮短與苯環的裂解。反應120min后檢測到m/z為325.18和311.17的質譜峰，說明SDBS的降解是從烷基鏈縮短開始的，確定m/z為311.17是SDBS去甲基化的產物，且與處理前相比，m/z為325.18的質譜峰強度明顯下降，進一步證明了鐵碳微電解對SDBS的降解效果。而檢測到m/z為384.25的質譜峰是由于SDBS被降解后所產生的甲醇和甲酸與其本身發生酯化，結合生成相應的酯化產物；同時，在m/z為271.16處出現了具有較高強度的質譜峰，它是SDBS在反應過程中的中間產物，由氧化烷烴鏈上的α—C或β—C所生成。在烷基鏈氧化的過程中，·OH將其逐漸氧化為酸，最后酸脫落，實現烷基鏈的縮短。
此外，還需說明的是在降解中間產物的苯環鄰位上帶有酚羥基，這是由于·OH更傾向于攻擊烷基的鄰位與磺酸基的間位。烷基鏈被氧化后，·OH開始裂解苯環，有報道證明微生物酶及納米鐵在水中的類芬頓反應能夠越過烷基的氧化直接導向苯環裂解，而此降解路徑更偏向逐步氧化是因為苯環表現出的穩定結構和高鍵能及其他物質的易氧化性，導致·OH對苯環的氧化反應更傾向于被中途生成的中間產物攔截。有研究者提出·OH會陸續攻擊SDBS中苯環的鄰間位，裂環形成攜帶二羧酸的物質，因為SDBS的HOMO軌道主要集中在苯環及磺酸基團上，導致這些官能團更易發生氧化和脫硫反應。然而，由于苯的碳環相對穩定，以致SDBS上的磺酸基團優先受·OH攻擊脫落，磺酸基脫落后會形成硫酸根。而處理后m/z為112.98的質譜峰強度很高，可見在SDBS降解的過程中，還能夠產生短鏈硫醇。除此之外，乙二醇、乙二酸及烯烴類物質也被檢測到。
SDBS在降解過程中首先進行去甲基化反應，將大分子中的長鏈烷基氧化為短鏈烴或羧基，在不斷去甲基化的同時，·OH作用于苯環的鄰位，實現磺酸基脫落并將苯環最終破壞成小分子酸或醇等物質，具體降解路徑如圖6所示。
該路徑與紫外降解路徑不同的是，紫外輻射降解SDBS的體系相對簡單，沒有發生其他類型反應，以致降解產物形式單一，中間產物主要來源于SDBS分子上烷烴鏈的氧化。而鐵碳微電解所產生的亞鐵離子誘導強化·OH的活性，更快速地降解SDBS，使其中間產物多樣化，如短鏈硫醇、烯酸等。
3、結論
①在鐵碳填料投加量為120g、初始SDBS濃度為75mg/L和初始pH為6條件下，鐵碳微電解對SDBS的去除率達到91.52%，BOD5/COD由0.048提升至0.544，污水可生化性得到明顯提高。
②鐵碳微電解不僅削弱了SDBS對生物濾池中反硝化的抑制作用，而且將SDBS分解為小分子物質供微生物利用，相比于對照組的53.58%，其對NO3--N的去除率最高可達91.73%，同時富集了如OLB14（norank）與SM1A02等功能微生物。
③提出了鐵碳微電解降解SDBS的可能路徑，在降解中依次發生去甲基化、·OH攻擊苯環的鄰位及脫落磺酸基等反應，最終破壞苯環而形成小分子酸或醇等小分子物質。（來源：浙江工業大學環境學院，浙江省工業污染微生物控制技術重點實驗室，寧波市水務環境集團股份有限公司）
