響應面法可綜合表示回歸擬合因素及實驗結(jié)果之間的函數(shù)關(guān)系，與單因素法及正交實驗法相比，可反映不同影響因素間的交互作用，優(yōu)化工藝設(shè)計參數(shù)，得到整個區(qū)域的響應值最優(yōu)點。本研究以初始pH、鐵投加量、鐵碳質(zhì)量比及反應時間為變量，構(gòu)建響應面模型，優(yōu)化鐵碳微電解處理印染廢水的工藝條件，分析鐵碳微電解工藝處理前后實際印染廢水的生物毒性變化，為污染物排放控制提供科學依據(jù)。
一、材料與方法
1.1預處理實驗
(1)鑄鐵屑預處理：由于鑄鐵屑表面有氧化膜及油漬等雜質(zhì)，直接使用會影響鐵碳微電解工藝處理效果，因此需進行活化預處理。將直徑為0.050～0.074mm鑄鐵屑在20%NaOH溶液中浸泡2h，去除表面油污并沖洗至中性，再經(jīng)10%HCl溶液浸泡2h，去除表面氧化物及增強還原性，沖洗至中性烘干備用。
(2)活性炭預處理：將直徑為1.5mm焦油活性炭10kg置于印染廢水中浸泡，使其達到吸附飽和的狀態(tài)，每隔12h換一次廢水并測定其COD，減小吸附作用對該工藝COD去除效果的誤差影響，待COD保持不變時，取出烘干備用。
將預處理后的鑄鐵屑及活性炭密閉貯存，進行后續(xù)鐵碳微電解工藝的實驗。
(3)調(diào)節(jié)反應器出水pH為9，出水靜置沉淀后取上層清液，測定大腸桿菌的乳酸脫氫酶(LDH)釋放量、ROS產(chǎn)生水平及生長曲線，評價鐵碳微電解工藝進出水生物毒性的變化。用于毒性分析的微生物選用大腸桿菌，革蘭氏陰性異養(yǎng)兼性厭氧型無芽孢短桿菌，最適生長溫度37℃，培養(yǎng)基采用LB培養(yǎng)基。利用大腸桿菌檢測進水組、出水組及對照組的生物毒性變化，對照組采用正常LB培養(yǎng)基，每組各設(shè)3個平行樣，實驗結(jié)果取各組平均值。
1.2實驗用水
實驗用水取自吉林市某毛紡廠，其主要經(jīng)營的產(chǎn)品有毛呢、精紡呢絨、毛線等。印染廢水取自該廠漂洗車間，主要對毛紡織物進行退漿、漂洗及整理等操作，其水質(zhì)指標見表1。
1.3實驗裝置
鐵碳微電解反應器主體采用有機玻璃制成，有效容積為20L，高1200mm，內(nèi)徑150mm，壁厚2mm。其頂部設(shè)出水溢流槽，底部設(shè)鐵碳填料承托層。將鑄鐵屑與活性炭置于鐵碳微電解反應器中機械混合(攪拌150r/min)，再由水泵將實際印染廢水從反應器底部進入鐵碳填料層，進行鐵碳微電解反應。鐵碳微電解工藝流程見圖1。
鐵碳微電解反應器的運行周期為24h，剩余活性炭經(jīng)熱再生法處理后，進行鐵碳微電解工藝實驗，通過測定出水中COD等指標的變化發(fā)現(xiàn)，與新生活性炭相比，其對各項指標去除率的變化均在3%以內(nèi)，因此活性炭可反復利用，同時反應后的鑄鐵屑以鐵泥形式排出。
1.4響應面實驗設(shè)計
初始pH、鐵投加量、鐵碳質(zhì)量比及反應時間等對COD去除率的作用如圖2所示。
在前期單因素實驗的基礎(chǔ)上，選擇中心點及各因素的高低水平，即設(shè)定初始pH為4、鐵投加量為80g/L、鐵碳質(zhì)量比為0.8及反應時間為90min，通過Design-Expert軟件對其影響因子進行取值編碼，中心點分別用−1、0及1表示低、中及高水平，系統(tǒng)研究各因素間交互作用。以COD去除率為響應值，采用Box-Behnken模型整體研究各因素及響應值之間的關(guān)系，并進行回歸擬合，建立鐵碳微電解法處理實際印染廢水的工藝數(shù)學模型。響應面實驗因素及水平設(shè)計見表2。
1.5分析項目與檢測方法
pH采用pH計(pHSJ-3F型，上海儀電科學儀器有限公司)測定。COD、OD600采用紫外可見智能型多參數(shù)水質(zhì)測定儀(LH-3BA型，蘭州連華環(huán)?？萍加邢薰?測定。LDH采用酶標儀(MultiskanFC型，ThermoFisherScientific公司)測定?；钚匝跷镔|(zhì)(ROS)采用熒光分光光度計(RF-5301PC型，日本島津公司)測定。
二、結(jié)果分析與討論
2.1響應面法
2.1.1響應面實驗設(shè)計結(jié)果
采用Box-Behnken設(shè)計29個實驗點，根據(jù)表2各組實驗參數(shù)進行鐵碳微電解工藝降解印染廢水實驗，響應面實驗組次設(shè)計結(jié)果如表3所示。
2.1.2方差分析及顯著性檢驗
對表3實驗結(jié)果進行方差分析，采用二次多項式擬合檢驗模型顯著性，檢驗結(jié)果與F值呈正相關(guān)，與P值呈負相關(guān)(P≤0.01為極顯著，P≤0.05為顯著，P>0.05為不顯著)。表4為COD去除率模型方差分析。
由表4可知，本模型顯著性檢驗結(jié)果為：F=19.12及P<0.0001，說明該模型具有統(tǒng)計學意義。失擬項表示模型與實驗的擬合程度，本模型失擬項值為0.1004>0.05(不顯著)，模型與實驗差異較小，可采用該回歸方程進行分析。AdjR-Squared表明響應值的90.06%來自于所選因素，可較好地描述各因素與響應值間的關(guān)系。C.V.%值與實驗精確度呈反比，由于該值較低，因此實驗可靠性高。AdeqPrecision為14.761(>4)，表明該模型可用于精確預測。初始pH、鐵投加量及反應時間對COD去除率的影響顯著，同時根據(jù)F檢驗可知，影響程度的大小順序為：反應時間>初始pH>鐵投加量>鐵碳質(zhì)量比，同時鐵投加量與反應時間存在極顯著交互作用。
COD去除率實測值與預測值的對比如圖3所示。模型預測值與實測值的線性擬合相關(guān)系數(shù)達0.9503，因此二次回歸模型對COD去除率的實測值與預測值間有良好相關(guān)性，這表明采用二次回歸模型預測鐵碳微電解法處理印染廢水的COD去除效率可行。
由圖3可得，回歸模型的實測值及預測值的殘差正態(tài)概率基本分布于直線附近，這說明實驗值及預測值差值較小。
根據(jù)響應面模型分析實驗，COD去除率的二次響應面方程為式(1)。
式中，Y為COD去除率。A為初始pH。B為鐵投加量。C為鐵碳質(zhì)量比。D為反應時間。
2.1.3因素相互作用
由圖4可知，在設(shè)計范圍內(nèi)，攝動圖中各影響因子均為負影響，即響應值隨自變量升高而減小，呈負相關(guān)。初始pH、鐵投加量、鐵碳質(zhì)量比和反應時間的一次項系數(shù)分別為−1.09、0.69、0.51及−1.51，因此，各因素作用大小排序為：反應時間>初始pH>鐵投加量>鐵碳質(zhì)量比。
2.1.4交互作用的響應曲面圖
根據(jù)二次回歸模型得響應面三維圖，分析初始pH、鐵投加量、鐵碳質(zhì)量比及反應時間等因素及因素間交互作用對COD去除率影響，結(jié)果如圖5所示。
在初始pH為3.53、鐵投加量為83.92g/L、鐵碳質(zhì)量比為0.82、反應時間為78.48min的條件下，實際COD去除率為75.48%，預測COD去除率為75.25%(實際值與預測值相差0.23%<2%)。因此，鐵碳微電解工藝處理印染廢水的數(shù)學模型對工藝條件優(yōu)化和COD去除率預測具有良好的可靠性。
2.2生物毒性檢測
實際印染廢水成分復雜、毒性大，為了研究印染廢水處理前后的生物毒性變化，減少排放廢水對環(huán)境的影響，應進行生物毒性分析。生物毒性檢測是反映水體污染程度及評價水處理技術(shù)有效性的重要手段。通過分析有毒物質(zhì)對細菌的生物轉(zhuǎn)運及轉(zhuǎn)化的影響可反映食物鏈中物質(zhì)、能量的傳遞及生物群落的變化。由于細菌具有生長繁殖快、對環(huán)境條件變化敏感及生長條件簡單等特點，因此可用于進行生物毒性研究。大腸桿菌作為常見的細菌，可通過大腸桿菌的LDH釋放量、ROS產(chǎn)生水平及生長曲線等，研究印染廢水處理前后的生物毒性變化。
2.2.1LDH釋放量
LDH又稱NAD+氧化酶，存在于細胞質(zhì)內(nèi)，是參與丙酮酸和乳酸相互轉(zhuǎn)化即糖酵解最后一步的催化酶，隨細胞受損釋放至細胞外，因此胞外LDH是檢測細胞受損程度的一種標志性蛋白，與細胞破損率呈正比。利用煙酞胺腺嘌呤二核苷酸NAD+/NADH作輔酶，LDH的每一個亞基分別結(jié)合一個底物分子及一個輔酶分子，通過可逆催化氧化去質(zhì)子化乳酸，生成去質(zhì)子化丙酮酸及H+，同時NAD+與底物的一個H+及兩個e−結(jié)合轉(zhuǎn)化為NADH。反應方程式如下：
將超純水組作為對照組，分別接種等量的大腸桿菌，檢測對照組、進水組及出水組培養(yǎng)基中LDH釋放量的變化，結(jié)果如圖6所示。與進水組相比，出水組中LDH釋放量由對照組的2.13倍下降至1.64倍。進水組培養(yǎng)基中LDH釋放量最多，這說明進水中某些有毒污染物會導致細胞膜損傷及通透性增加。出水組培養(yǎng)基中LDH釋放量下降明顯，說明有毒污染物在一定程度上得到降解，細胞破損率降低。
2.2.2ROS產(chǎn)生水平
ROS是大腸桿菌體內(nèi)與氧代謝相關(guān)的含氧自由基、易形成自由基的過氧化物及不以自由基形式存在的高活性中間產(chǎn)物等的總稱。在有毒有害的廢水中，細胞內(nèi)的ROS升高，高濃度的ROS是細胞產(chǎn)生氧化應激的潛在原因之一，若在生物體內(nèi)大量積累則會造成氧化損傷。損傷位置主要包括以下3個。
(1)生物膜脂質(zhì)。細胞膜磷脂的主要成分是多聚不飽和脂肪酸，ROS對其有較高親和力和攻擊力，導致細胞膜的結(jié)構(gòu)功能發(fā)生改變，影響膜的流動性及膜蛋白的活性。
(2)蛋白質(zhì)。ROS可與巰基及色氨酸殘基結(jié)合發(fā)生氧化反應，使多肽鏈交聯(lián)、聚合或斷裂，造成蛋白質(zhì)的構(gòu)象或活性位點改變，使其功能受損。
(3)核酸。DNA雙螺旋外側(cè)的嘌呤和嘧啶受到ROS攻擊，導致堿基被修飾、氫鍵或單雙鏈斷裂，使核酸出現(xiàn)永久性破壞。
當細胞內(nèi)有ROS類物質(zhì)存在時，不具有熒光特性的H2DCF會被氧化成具有熒光特性的DCF，且DCF的熒光強度隨ROS含量升高而增大。在有毒有害的廢水中，細胞內(nèi)ROS水平會升高。因此，通過測定DCF的熒光強度可推測細胞內(nèi)ROS的含量。對照組、進水組及出水組培養(yǎng)基中ROS產(chǎn)生水平見圖7。由圖7可知，與進水組相比，出水組中ROS產(chǎn)生水平由對照組的19.26倍下降至對照組的4.81倍。進水組培養(yǎng)基中ROS產(chǎn)生水平最高，出水組培養(yǎng)基中ROS產(chǎn)生水平下降，說明鐵碳微電解工藝去除了部分有毒污染物，降低了大腸桿菌的氧化損傷、衰老及死亡率。鐵碳微電解工藝產(chǎn)生ROS的機理如式(2)～式(6)。
2.2.3大腸桿菌生長曲線
利用大腸桿菌培養(yǎng)液中細菌的吸光性，在600nm波長處測定吸光度值，由于細菌菌體密度與OD600在一定范圍內(nèi)存在線性關(guān)系，可根據(jù)OD600與時間關(guān)系推測培養(yǎng)液濃度，估計細菌生長情況。
大腸桿菌在對照組、進水組及出水組中的生長曲線，如圖8所示。有毒污染物可抑制大腸桿菌生長，對照體系的遲緩期、對數(shù)期分別持續(xù)了約2h、12h，進水體系的遲緩期、對數(shù)期分別持續(xù)了約6h、5h，出水體系的遲緩期、對數(shù)期分別持續(xù)了約4h、9h。有毒污染物對大腸桿菌生長的抑制作用主要表現(xiàn)為縮短對數(shù)期，促使其較早進入穩(wěn)定期及減少穩(wěn)定期細菌數(shù)。進水中菌體的生長周期影響最大，這可能由于某些有毒污染物抑制細菌生長，減少進入穩(wěn)定期的活菌數(shù)，消耗營養(yǎng)成分越少，菌體利用剩余營養(yǎng)物質(zhì)維持穩(wěn)定期時間延長。與對照組相比，進水組與出水組吸光度降低率分別為49.1%及21.8%。
大腸桿菌生長情況是通過測定菌液吸光度進行推測，由于吸光度測定結(jié)果為活細胞及死細胞的總和，為了減少誤差，更好地分析體系中活菌生長情況，需利用平板計數(shù)法進一步評估水質(zhì)變化對菌體的影響。由圖9可知，對照組細胞數(shù)在0～14h，隨著時間延長，菌落數(shù)呈增長趨勢，且在第14h數(shù)量最多，隨后數(shù)量遞減。出水組中細胞生長規(guī)律與對照組相似，菌落數(shù)小于對照組。進水組中細胞數(shù)量在4～6h間出現(xiàn)小幅度增加，但與其他兩組相比，細胞數(shù)量大大減少，這說明印染廢水毒性較大，導致細胞出現(xiàn)生長抑制甚至死亡。
鐵碳微電解工藝處理后的印染廢水，有毒污染物的生物毒性明顯減小，大腸桿菌細胞死亡率由98.1%下降至61.5%，對數(shù)期由5h延長至9h，且BOD5/COD從0.151升至0.416，極大地提高了廢水的可生化性。
三、結(jié)論
(1)采用響應面法建立了鐵碳微電解工藝處理印染廢水的數(shù)學模型，其對COD降解影響程度大小順序為：反應時間>初始pH>鐵投加量>鐵碳質(zhì)量比，同時鐵投加量與反應時間存在極顯著交互作用。
(2)響應面法得到的最佳工藝條件為：初始pH為3.53、鐵投加量為83.92g/L、鐵碳質(zhì)量比為0.82、反應時間為78.48min，實測COD去除率為75.48%，其預測值為75.25%，實測值與預測值相差0.23%(<2%)。
(3)鐵碳微電解工藝出水中LDH及ROS分別下降了77%及25%，細胞膜破損率及死亡率降低，并延長了其對數(shù)生長期，因此鐵碳微電解工藝處理實際印染廢水可減少出水生物毒性，使其達標排放。
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