2018, Vol. 39
2. 浙江菲尔特环保工程有限公司, 杭州 310014
, YAO Lu-lu1 , LÜ Xiong-biao2 , YE Jie-xu1 , YE Hong-ni1 , PAN Liang-zhu1 , CHEN Jian-meng1 , CHEN Dong-zhi1
2. Feierte Environmental Engineering Company Limited of Zhejiang Province, Hangzhou 310014, China
甲基叔丁基醚(MTBE)是一种无色、透明、高辛烷值的液体, 作为无铅汽油的添加剂, 已经在世界各地广泛使用[1, 2]. MTBE具有水溶性高、又能与其他有机污染物共溶的特性, 使其他污染物在水中的溶解度提高1个数量级, 造成更严重的化学污染.大量毒理学研究则表明[3, 4], MTBE是一种动物致癌物质, 同时也会影响人体的中枢神经, 且是一种人体可疑致癌物质.美国国家环保署(USEPA)已将其列在环境优先污染物的名单当中[5].
相关研究发现[6, 7], 化学方法处理MTBE具有较好的效果.但因为MTBE正辛醇-水分配系数小, 与土壤的结合能力弱, 限制了吹脱、高级氧化、活性炭吸附等物理化学处理工艺的应用[2].相比上述物理化学方法, 生物法可利用微生物的代谢活动将有机污染物转化为CO2、H2O以及生物质能, 因此适用于大气量、低浓度的有机废气的净化, 是一种经济、安全、高效的处理技术[8].然而由于MTBE的碳链较短, 使得微生物对碳源的利用受到抑制, 生物量积累期长, 从而造成MTBE的生物降解速率比一般有机物的降解要慢[9].不同研究报道的MTBE生物降解周期差异很大, 有些能在几天内完成对MTBE的降解[2, 10], 但有些需要十几天甚至几十天[11, 12], 并且根据环境条件的不同, MTBE的最终降解率差别很大[13, 14].因此, 探索MTBE废气的生物净化工艺具有重大的理论和实践意义.
目前主要的生物处理VOCs的工艺有：生物过滤法[12], 生物洗涤法[15], 生物滴滤法[11]等.其中的生物滴滤法具有处理能力大、适用范围广、运行工况易于调节、填料不易堵塞等优点, 有利于生物净化法的工程推广, 因此备受研究者的关注[16~18].本研究利用生物滴滤塔净化MTBE废气, 考察生物滴滤塔对MTBE的去除能力, 并用宏观动力学模拟其去除负荷随进口浓度的变化趋势, 为工程化生物滴滤塔处理MTBE废气奠定理论基础; 同时考察反应器运行阶段生物量的变化情况, 并利用高通量测序解析复杂的生物群落结构, 以期为进一步利用生物滴滤塔处理MTBE废气奠定基础.
1 材料与方法 1.1 实验装置及流程本实验生物滴滤塔主要由设有废气进口的塔底、设有生物填料层、取样口和水浴保温夹套的塔身、安装有尾气出口、气体采样口和营养液喷淋系统的塔顶、空气泵、吹脱瓶、混合瓶组成; 营养液喷淋系统由安装在塔顶的喷洒器, 设在生物滴滤塔外部的循环营养液储存瓶、营养液输入管、pH控制仪、蠕动泵、碱液瓶连接组成; pH控制系统由pH控制仪分别与循环营养液储存瓶和碱液瓶连接.实验采用逆流式操作, 空气经空气泵、质量流量计后进入装有液态MTBE的吹脱瓶中, 将MTBE废气吹出, 废气经胶管到达气体混合瓶与空气充分混合, 混合气体经流量计调节流量后, 模拟废气从塔底进入生物滴滤塔, 被生物滴滤塔中附着在填料上的生物膜净化.实验装置如图 1所示.
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图 1 生物滴滤塔工艺流程示意 Fig. 1 Schematic diagram of the biotrickling filter |
生物滴滤塔由总高620 mm、内径130 mm的有机玻璃制成, 填料层高度为300 mm, 沿塔高方向设置2个气体采样口(1个进气口, 1个出气口), 1个填料取样口, 1个填料放样口.实验采用气液逆流操作, 气体由塔底进入, 由下而上, 营养液经蠕动泵从循环液储备瓶提升至塔顶向下喷淋, 储液瓶容积为1.5 L, 喷淋速率为180 mL·min-1.挂膜完成后, 装置设有pH自动控制系统, pH维持在6.9~7.2, 每1 d更换0.5 L营养液, 稳定运行阶段每日更换的营养液中MTBE的含量具体如表 1所示.
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表 1 不同进气质量浓度下每日更换的营养液中MTBE的含量 Table 1 Content of MTBE for the cycle solution with the different inlet concentrations |
1.2 填料与营养液
聚氨酯小球具有比表面积大、空隙率较大、压降小、抗老化力强等特征, 因此采用聚氨酯小球作为生物滴滤塔中的填料, 具体参数见文献[8].
采用连续喷淋的方式向生物滴滤塔中提供营养液, 其组分如下：CaCl2 0.03 g·L-1, MgSO4·H2O 0.46 g·L-1, (NH4)2SO4 1.23 g·L-1, KH2PO4 0.7 g·L-1, K2HPO4 0.85 g·L-1, FeSO4·7H2O 0.001 g·L-1, 微量元素母液1 mL·L-1; 溶剂为水, pH 7.0~7.5;
微量元素母液：FeSO4·7H2O 1.0 g·L-1, CuSO4·5H2O 0.02 g·L-1, H3BO3 0.014 g·L-1, MnSO4·4H2O 0.10 g·L-1, ZnSO4·7H2O 0.10 g·L-1, Na2MoO4·2H2O 0.02 g·L-1, CoCl2·6H2O 0.02 g·L-1.
1.3 分析方法 1.3.1 气相色谱法(GC)MTBE检测分析方法:采用Agilent 6890气相色谱仪(Agilent, 美国), 色谱柱为HP-Innowax硅胶毛细管柱(30 m×0.32 mm×0.5 μm).气相色谱条件：进样口、检测器温度(FID)和柱温分别为250℃、80℃和300℃, 柱流量为1 mL·min-1, 分流比为5：1, 进样体积为400 μL.
CO2定量检测：采用Agilent 6890气相色谱仪(Agilent, 美国), 色谱柱为HP-Plot-Q毛细管柱(30 m×0.32 mm×20 μm).气相色谱条件：进样口、检测器温度(TCD)和柱温分别为90、100和40℃, 柱流量为5 mL·min-1, 进样体积为1 000 μL, 尾吹气:氦气.
1.3.2 生物量的测定蛋白质含量测定：从填料采样口取1枚聚氨酯小球, 放入50 mL离心管中, 加入15 mL无菌水漩涡振荡10 min; 取一定的菌悬液超声破碎, 离心后获得的上清液即为所需检测的蛋白质; 采用考马斯亮蓝染色法测定其中蛋白质浓度.
高通量测序：由生工生物工程(上海)股份有限公司完成.测序区域选择V3-V4区, 测序片段为465 bp, 测序引物为341F(CCTACGGGNGGCW GCAG)-805R(GACTACHVGG-GTATCTAATCC), 并选择细菌为研究对象.
2 结果与讨论 2.1 BTF的挂膜启动活性污泥取自浙江某制药厂的曝气池, 于实验室条件, 通入一定量的MTBE曝气培养15 d.测试得SV值为53%, MLSS为3590 mg·L-1, SVI为148 mL·g-1.
为避免不必要的实验误差, 反应器在接种活性污泥进行挂膜前, 预先通入质量浓度为100 mg·m-3的MTBE模拟废气, 待反应器进出口的MTBE质量浓度基本一致, 即填料吸附饱和, 后按活性污泥：营养液体积比1：2的接种方式, 通过喷淋循环系统进行喷淋挂膜.挂膜期, 生物滴滤塔的停留时间控制为60 s, MTBE进气质量浓度维持在100 mg·m-3.
目标污染物的去除能力是衡量生物滴滤塔启动效果的重要指标.启动阶段, 生物滴滤塔对MTBE的去除情况如图 2所示.挂膜23 d后, MTBE的去除率达到70%以上, 并能保持稳定的去除能力, 该结果表明生物滴滤塔完成挂膜. Sercu等[19]用生物滴滤塔治理甲硫醚废气, 分别以单一的活性污泥, 活性污泥+高效菌进行接种挂膜, 两者都在运行的10 d后完成挂膜, 挂膜所需时间较短, 可能与反应器挂膜时, 进气底物浓度较低有关.本实验只用活性污泥挂膜处理MTBE废气, 挂膜完成时间较长, 对MTBE去除能力较弱, 也可能与底物性质有关.相关研究表明[20, 21], MTBE的碳链较短, 影响微生物对碳源物质的利用能力, 导致生物降解速率比一般有机物慢.
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图 2 生物滴滤塔挂膜阶段MTBE进出口浓度和去除率 Fig. 2 Concentration and removal efficiency of MTBE during the start-up phase of the BTF |
进气质量浓度影响生物滴滤塔的降解性能.因此, 考察停留时间(EBRT)为60 s时, 不同进气质量浓度的MTBE对去除率及去除负荷的影响, 结果如图 3所示.随着MTBE进口浓度从100 mg·m-3升高到560 mg·m-3, 去除率从75%下降到30%;随着进口负荷的增大, 去除负荷从5.11 g·(m3·h)-1逐步升高到13.47 g·(m3·h)-1, 当进气负荷进一步增大到33.56 g·(m3·h)-1时, 去除负荷下降到11.06 g·(m3·h)-1.结果表明, 随着进气质量浓度的增加, 生物滴滤塔对MTBE的去除率下降.而去除负荷先升高后下降的现象, 则是因为在相对较高的进气负荷条件下, 单位生物量产生的单位酶结合底物能力趋向饱和, 而进一步增加进气负荷, 可能抑制了反应器体系内的生物活性, 从而使生物滴滤塔的去除能力下降[8]. Eweis等[22]报道的生物过滤器在EBRT为60 s时, 对MTBE的去除负荷也仅为8 g·(m3·h)-1, 比本实验去除负荷能力差. Nikpey等[23]报道的生物滴滤塔对MTBE的去除负荷能达到25 g·(m3·h)-1, 该文中也明确表示当仅向生物滴滤塔中接种土著微生物时, 运行13个月都未能实现对MTBE的净化, 可见后期接种的具有MTBE降解性能的微生物组起到了明显净化MTBE的作用.不同研究报道的MTBE生物降解周期以及降解能力差异很大[2, 10~14].由此可见, MTBE降解微生物的种类以及单位体积该微生物的含量都会影响MTBE的降解能力.
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图 3 进气质量浓度对MTBE去除率的影响 Fig. 3 Effects of inlet concentration on removal rate |
在生物降解过程中, 有机污染物能够被转化为H2O、CO2和生物质能.因此, 二氧化碳生成量是衡量生物滴滤塔的去除性能的一个重要指标.一些研究中还经常涉及二氧化碳理论生成量这个概念[24, 25], 即有机污染物中的碳源完全转化为二氧化碳.而二氧化碳实际生成量和理论生产量的比值——矿化率, 也是一个衡量或比较生物滴滤塔性能的重要参数.
本实验中, MTBE的进气质量浓度从100 mg·m-3逐步升高到560 mg·m-3, 二氧化碳生成量从8.92 g·(m3·h)-1升高到23.17 g·(m3·h)-1, 后又下降到18.46 g·(m3·h)-1, 二氧化碳生产量随去除负荷的变化情况如图 4所示.结果显示, 二氧化碳生产量和去除负荷线性相关, 其比值为1.7;而MTBE的理论二氧化碳生成量与去除负荷的比值为2.5.因此, MTBE在生物滴滤塔中的矿化率为68%. Zhou等[25]利用生物滴滤塔处理氯苯废气时的矿化率可达到82%和92%, 前者为活性污泥挂膜, 后者是添加高效菌加活性污泥挂膜.两者的矿化率均较高, 但都比实际理论值低, 这是因为生物滴滤塔中的微生物降解有机污染物过程中碳源不可能全部转化为CO2, 除了被微生物利用后转化为生物质能, 还有一部分碳源会以无机碳的形式存在于水相中, 同时降解过程中也可能生成难降解含碳中间产物.正是由于这些原因, 可能导致本研究中矿化率较低.
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图 4 CO2生成量随去除负荷的变化关系 Fig. 4 Relationship between CO2 production rate and elimination capacity |
生物滴滤塔中去除负荷的变化趋势, 可以用宏观动力学方程来描述. Michaelis-Menten模型[24]是一种常用的描述反应器动力学过程的方程, 其表达式如下：
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式中, EC为去除负荷, g·(m3·h)-1; Cln为进、出口浓度的对数平均值, g·m-3; ECmax为最大去除负荷, g·(m3·h)-1; KS为饱和常数, g·m-3.
当进气质量浓度超过一定值后, 去除负荷受到抑制时, 常用Haldane模型[26]对实验数据进行拟合, 其表达式如下：
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式中, ECmax1为不存在底物抑制时的最大去除负荷, g·(m3·h)-1; KS1为饱和常数, g·m-3; KI为抑制常数, g·m-3.
分别用Michaelis-Menten和Haldane模型拟合去除负荷随Cln从0.037~0.537 g·m-3的变化趋势, 结果如图 5所示.当Cln大于0.3 g·m-3时, 去除负荷下降, 同时对比图 5, 显然拟合结果r2为0.91的Haldane模型拟合数据的效果更好. Haldane模型拟合获得的ECmax为21.03 g·(m3·h)-1, KS为0.16 g·m-3, KI为0.99 g·m-3, 该结果显示当Cln大于0.99 g·m-3时, 存在底物抑制现象.由图 3也可发现, 当进口浓度大于300mg·m-3后, MTBE的去除率和去除负荷随着MTBE的浓度升高而下降.该现象同多数的序批式纯培养实验, 即高底物浓度抑制微生物的活性[2, 27].而Lin等[28]在生物滴滤塔处理MTBE废气实验中, 用Michaelis-Menten模拟获得的ECmax为22.7 g·(m3·h)-1, KS为0.10 g·m-3. Gallastegui等[24]在生物滴滤塔净化甲苯废气实验中, 发现当Cln大于3 g·m-3时, 存在底物抑制现象, 因此认为Haldane模型比Michaelis-Menten模型拟合性更好.由于反应器尺寸大小、活性污泥特性及底物性质不同, 底物抑制浓度各不相同[25, 26, 29], 造成底物的降解机制不同, 同时也促使生物滴滤塔适用的模型各有差异.
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图 5 模型拟合去除负荷 Fig. 5 EC curve fitting with different models |
生物滴滤塔中的生物量是评价反应器性能的一个重要指标[8], 一般研究采用蛋白质含量来表征并定量生物滴滤塔中的生物量.在生物滴滤塔运行过程中, 选取不同时间段的填料样品, 采用考马斯亮蓝染色法测定其中的蛋白质含量, 结果如图 6所示.反应器启动挂膜5、10、20、30 d后, 测定蛋白质含量分别为0.19、0.55、0.83、0.97 mg·g-1.蛋白质含量逐渐趋于稳定, 说明生物滴滤塔完成挂膜.而在生物滴滤塔稳定运行阶段, 蛋白质含量稳定维持在1.0 mg·g-1左右, 则说明生物膜的脱落和更新速度达到动态平衡, 也说明该阶段微生物具有良好的降解能力.
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图 6 不同运行时期蛋白质含量的变化 Fig. 6 Protein quantity versus operation time |
生物滴滤塔填料上的生物膜中包括可以直接降解污染物的微生物, 以及捕食细菌和吞噬有机颗粒的原生动物、后生动物.复杂的生物膜群落结构有助于生物滴滤塔系统的物质转化, 并能稳定生态系统, 保证稳定废气的去除能力.为分析生物滴滤塔中生物膜中的微生物群落结构, 对其进行了宏基因组微生物分类测序.取反应器完成挂膜后(30 d)的填料, 进行高通量测序, 门水平和属水平的优势菌组成鉴定结果如图 7所示.
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图 7 菌群群落结构(门和属水平) Fig. 7 Bacterial community structure at the phylum and genus levels |
由图 7(a)可知, 生物滴滤塔中最大的优势细菌门为变形菌门(Proteobacteria), 占总细菌序列的34%, 该结果同Snaidr等[30]对常规活性污泥中群落多样性的研究.变形菌门中包含多种能分解有机物的代谢菌[31, 32], 这可能是其大量存在的原因.由图 7(b)可以看出Methylibium sp.和Blastocatella sp.所占比例较高, 分别为11.33%和9.95%. Methylibium属细菌常具有良好的MTBE降解能力, 如M. petroleiphilum PM1[31]、Methylibium sp. strain T29[33]、Methylibium sp. R8[34]等. Blastocatella属细菌被发现能够水解有机物[35].分别占2.15%和1.7%的Rhodococcus属和Aquincola属细菌, 也被发现能够降解MTBE[36, 37].因混合菌群中同时存在多种具有VOCs污染物降解能力的功能菌, 使得生物滴滤塔具有良好及稳定的MTBE降解能力.
3 结论(1) 制药厂活性污泥经前期驯化后, 接种到生物滴滤塔中用于净化低浓度的MTBE废气.在EBRT为60 s, 进气质量浓度为100 mg·m-3的条件下, 挂膜所需时间为23 d, MTBE的去除率在70%以上.
(2) 生物滴滤塔稳定运行阶段, 随着进气质量浓度的增加去除负荷先上升后下降, MTBE的最大去除负荷为13.47 g·(m3·h)-1, 同时MTBE的矿化率可达68%.由于高进气质量浓度造成去除负荷下降, 因此存在底物抑制, 生物滴滤塔去除MTBE废气符合Haldane模型.理论ECmax为21.03 g·(m3·h)-1, KS为0.16 g·m-3, KI为0.99 g·m-3.
(3) 生物滴滤塔中优势菌属主要为Methylibium sp.和Blastocatella sp., 所占比例分别为11.33%和9.95%.
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