图2 光照和溶氧对细菌生长及2,4,6-TCP降解率的影响
Fig.2 Effects of illumination and DO on bacteriagrowth
and 2,4,6-TCP degradation rate
2.2 不同初始pH对细菌生长及降解率的影响
将扩培好的光合细菌原始菌液接种到2,4,6-TCP浓度为50 mg/L的模拟废水中(接种量为30%，醋酸钠含量0.4 g/L，氯化铵含量0.6 g/L，除初始pH值外其他条件均一致)，用盐酸和氢氧化钾调节模拟废水初始pH，使其分别为6.0、7.0、7.5、8.0、9.0、10.0，已有研究表明光合细菌适宜在中性略偏碱的环境中生长[18]，故在7.0～8.0之间设置7.5以作进一步考察，光照好氧培养7天，每隔1天测菌悬液浓度并取样测定2,4,6-TCP的浓度。
实验结果见图3。结果表明PSB-DR在pH 6.0～10.0之间均能生长，2,4,6-TCP的降解率均大于50%；但在pH为6.0和10.0时，细菌的生长受到一定的抑制，最大菌悬液浓度和7天后菌悬液浓度均低于其他条件，所对应的2,4,6-TCP降解率也相对较低，当在pH=6.0的弱酸性环境下时PSB-DR的生长状况最差，可以看出其对碱性环境的耐受能力相对较好，这和光合细菌在一般情况下不适宜在低pH条件下生长的情况相吻合。而在pH为7.0～9.0之间PSB-DR能较好地生长，对比各组的降解率和生长状况，当模拟废水初始pH为7.0时，2,4,6-TCP的降解率最高，7天后达到74.6%，细菌的生长状况也较好。论文写作，降解动力学。所以，在本实验条件下，选择2,4,6-TCP的较优降解条件为pH=7.0的中性条件。胡筱敏等[19]在研究光合细菌PSB-1D对2-氯苯酚的降解特性时发现当pH值为7.0时，菌株PSB-1D对2-CP的降解率最大，7天后对50 mg/L的2-CP降解率达60.99%；王玉芬等[20]在研究光合细菌球形红细菌厌氧降解氯代苯时也得出过类似的结论。分析其原因可能是由于PSB-DR对2,4,6-TCP的降解是一种酶促反应，而酶都有其发挥催化作用的最适pH值，当pH值超出了酶的适应范围就有可能改变酶蛋白结构并抑制酶的催化活性。
图3 初始pH对细菌生长及2,4,6-TCP降解率的影响
Fig.3 Effects of initial pH on bacteriagrowth
and 2,4,6-TCP degradationrate
2.3 醋酸钠对细菌生长及降解率的影响
醋酸钠是光合细菌能够较好利用的典型碳源，为考察醋酸钠对PSB-DR降解2,4,6-TCP是否具有促进作用，在实验中设置了一系列醋酸钠浓度不同的模拟废水，使醋酸钠浓度分别为0 g/L、0.4 g/L、0.8 g/L、1.2 g/L、1.6 g/L、2.4 g/L，将培养好的原菌液接种到这一系列的模拟废水中(2,4,6-TCP浓度为50 mg/L，接种量为30%，初始pH为7.0，氯化铵含量0.6 g/L，除醋酸钠浓度外其他条件均一致)，光照好氧培养7天，每隔1天测菌悬液浓度并取样测定2,4,6-TCP的浓度。
实验结果见图4。结果显示2,4,6-TCP的降解率受培养基中醋酸钠浓度的影响，当醋酸钠浓度在0.8 g/L～2.4 g/L之间时2,4,6-TCP降解率的差别较小，且明显低于不加醋酸钠的实验组，分析其原因，由于醋酸钠是光合细菌较易利用的碳源，在有醋酸钠存在的情况下，细菌优先利用醋酸钠进行生长、繁殖。接种72 h后，醋酸钠浓度为1.2 g/L的实验组2,4,6-TCP降解率为23.7%，远低于不加醋酸钠的实验组(72.6%)，但细菌的菌体量(OD510=1.24)却高于不加醋酸钠的实验组(OD510=1.14)，这为上述解释提供了证明。另外，4天后醋酸钠浓度为0.4 g/L的实验组2,4,6-TCP的降解速率有一个突然增大的过程，这可能是因为培养基中醋酸钠已消耗殆尽，细菌开始大量利用2,4,6-TCP作为生长的碳源。当模拟废水中不添加醋酸钠时，2,4,6-TCP的降解率最高，降解速率最快，7天后降解率达到86.6%。由于2,4,6-TCP的毒害作用，不添加醋酸钠实验组细菌的生长曲线较为平缓，但未加任何碳源的空白组细菌的菌体量一直呈现下降趋势(未在图中列出)，说明PSB-DR能够利用2,4,6-TCP作为生长的唯一碳源和能源，故在后续实验中不再向模拟废水中添加醋酸钠。
图4 醋酸钠浓度对细菌生长及2,4,6-TCP降解率的影响
Fig.4 Effects of sodium acetate concentration on bacteria growth
and 2,4,6-TCP degradationrate
2.4 氯化铵对2,4,6-TCP降解率的影响
将扩培好的原始菌液接种到2,4,6-TCP浓度为50 mg/L的模拟废水中(接种量为30%，初始pH为7.0，醋酸钠浓度0 g/L，除氯化铵浓度外其他条件均一致)，培养基中氯化铵的浓度分别为0 g/L、0.6 g/L、1.2 g/L、1.8 g/L、2.4 g/L，光照好氧培养7天，每隔1天测菌悬液浓度并取样测定2,4,6-TCP的浓度。
实验结果见图5。结果显示，随着氯化铵浓度的增加，2,4,6-TCP的降解率呈现逐渐降低的趋势，模拟废水中不添加氯化铵的实验组7天后降解率达到90.9%，而氯化铵浓度为2.4 g/L的实验组7天后降解率仅为63.8%，未添加氯化铵实验组的降解率高于其他实验组。氯化铵是光合细菌能较好利用的氮源，但在本实验中2,4,6-TCP的降解率却随着氯化铵浓度的升高而降低，上述结果表明PSB-DR对2,4,6-TCP的降解可能是通过酶催化作用完成的，模拟废水中氯化铵的加入对某些关键酶的活性起到了抑制作用，从而导致了2,4,6-TCP降解率的下降，同时这也说明PSB-DR能够利用溶液中的溶解态氮作为生长的氮源，其对2,4,6-TCP的降解很有可能受到菌体内部无机氮转化机制的影响，R.Blasco等[17]在研究Rhodobacter capsulatus ElF1对硝基酚的降解时也曾发现铵的加入将严重抑制ElF1对2,4-DNP的降解。故确定模拟废水中不添加氯化铵作为PSB-DR降解2,4,6-TCP的较优条件。
图5 氯化铵浓度对2,4,6-TCP降解率的影响
Fig.5 Effects of ammonium chloride concentration on
2,4,6-TCP degradationrate
2.5 2,4,6-TCP模拟废水最佳降解时间的确定
 图6 反应时间对2,4,6-TCP降解率的影响
Fig.6 Effects of retention time on 2,4,6-TCP degradation rate; (SW=supplemented wastewater, CH3COONa =0.8g/L and NH4Cl=0.6g/L; NSW=non-supplemented wastewater)
图6为生化反应时间对2,4,6-TCP降解率的影响，从图中可以看出，模拟废水中醋酸钠和氯化铵的添加降低了2,4,6-TCP的降解率，1天后未经优化实验组(模拟废水中醋酸钠含量0.8 g/L，氯化铵含量0.6 g/L)的降解率为8.6%远低于条件优化组(模拟废水中不加醋酸钠和氯化铵)的54.9%，随着醋酸钠和氯化铵的消耗，3天后未经优化实验组的降解率大幅升高达到46%，变化幅度大于条件优化后的实验组，5天后经条件优化后的实验组降解率达到了86%高于未经优化(添加醋酸钠和氯化铵的降解率为63.3%)的实验组，虽然7天后经条件优化后的实验组降解率略高于5天后的降解率(7天后达到90.9%)，但考虑到经济性方面的原因，最终选择5天作为处理2,4,6-TCP模拟废水的最佳反应时间。
2.6 2,4,6-TCP降解动力学分析
动力学研究可以对废水生化反应的工艺条件进行优化并通过降解动力学模型的建立预测微生物降解废水的趋势，为工程应用提供指导。论文写作，降解动力学。本实验设置了不同初始浓度(10～140 mg/L)的2,4,6-TCP并以其为唯一碳源在最佳降解条件下考察底物浓度的反应动力学。
图7 不同初始浓度下2,4,6-TCP的降解情况
Fig.7 Degradation of 2,4,6-TCP under different initialconcentrations
图8 不同初始浓度下2,4,6-TCP的初始比降解速率
Fig.8 Variation of the initial rate of 2,4,6-TCPdegradation with initial 2,4,6-TCP concentration
实验结果见图7。结果显示，7天后2,4,6-TCP的降解率随着其初始浓度的升高而降低，当2,4,6-TCP初始浓度为10mg/L时7天后2,4,6-TCP能够被完全降解，随着其浓度升高到100 mg/L，7天后降解率下降为70.2%，当2,4,6-TCP浓度达到140 mg/L时，7天后降解率已经下降到63%。图8显示了在不同初始浓度下2,4,6-TCP降解的初始比降解速率，由于在接种时光合细菌的接种量是一致的，因此，生物量(干重法)基本相同，其初始比降解速率(最初24 h内)表示如下：
式中：VR0为初始比降解速率，h-1；x为微生物浓度，mg/L，x=270 mg/L，Dt=24 h。
从图8中可以看出，在初始浓度小于100 mg/L时，初始比降解速率随着2,4,6-TCP浓度的升高而升高，而后达到某一极大值后会有所下降，表明2,4,6-TCP的降解(基于初始比降解速率)符合抑制动力学Haldane模型[21]。论文写作，降解动力学。
式中：VR0为初始比降解速率，h-1；c为底物浓度，mg/L；ks为半饱和速率常数，mg/L；k1为抑制常数，mg/L；Vmax为最大比降解速率，h-1。
当底物浓度较低时(小于100 mg/L)，以1/VR0对1/c作图，从直线的斜率和截距求得动力学参数Vmax=0.0087 h-1，半饱和速率常数ks=75.9778 mg/L。当初始反应速率达到最大时，即c=100 mg/L时，k1=c2/ks=131.6174 mg/L，因而得到PSB-DR降解2,4,6-TCP的动力学方程为：
图9 低2,4,6-TCP浓度下1/c和1/VR0之间的关系
Fig.9 Relationship between 1/c and 1/VR0during low initial
2,4,6-TCP concentrations
3 结论
（1）以红螺菌科混合光合细菌PSB-DR为实验菌种，研究其对2,4,6-三氯苯酚的降解能力。通过考察不同光照和溶氧、模拟废水初始pH、醋酸钠及氯化铵浓度对细菌生长和2,4,6-TCP降解率的影响，确定了PSB-DR对2,4,6-TCP的最佳降解条件为：光照好氧培养(30℃、4800 Lx)，初始pH=7.0，模拟废水中不添加醋酸钠及氯化铵。在最佳降解条件下，50mg/L的2,4,6-TCP经5天降解率达86%。
（2）在2,4,6-TCP初始浓度为10～140 mg/L时，PSB-DR对2,4,6-TCP的降解符合抑制动力学Haldane模型，最大比降解速率Vmax=0.0087 h-1，半饱和常数ks=75.9778 mg/L，抑制常数k1=131.6174 mg/L。
（3）本实验中PSB-DR能够降解2,4,6-TCP并以其为唯一碳源和能源进行生长，其对2,4,6-TCP的降解可能是一种酶促反应机制，降解过程需要光照的参与。论文写作，降解动力学。与传统的好氧活性污泥法相比由于生化反应过程并不需要进行曝气因而具有能耗低的优点，但光照也是实际工程中需要考虑的不利因素之一，另外，关于PSB-DR降解2,4,6-TCP的机理还在进一步的研究当中。本文为PSB在氯酚类化合物废水污染治理中的应用提供了理论依据。
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