2018, Vol. 39
2. 沈阳药科大学制药工程学院, 沈阳 110016
2. School of Pharmaceutical Engineering, Shenyang Pharmaceutical University, Shenyang 110016, China
随着抗生素的广泛应用, 产生大量的含有抗生素的废水, 而污水厂的处理工艺尚难实现抗生素的完全降解[1, 2].目前, 在地表水、地下水和土壤等环境中均已检测到抗生素的存在[3, 4].抗生素作为抑菌剂, 对生物反应器的运行产生不利影响[5].另外, 当微生物长期暴露在含有抗生素环境中时, 还会导致抗性微生物和抗性基因的传播与转化[6].
如何高效地处理抗生素废水已经成为研究热点之一.与好氧生物处理工艺相比, 厌氧法具有低能耗, 低污泥产量, 产生能源型气体等优点.尽管通常采用厌氧生物技术处理高浓度废水及难降解废水, 但为了满足严格的出水要求, 通过厌氧生物反应器和膜生物反应器联合使用来提高出水水质[7, 8].
温度是反应器运行的重要参数之一, 对反应器运行效能和运行的稳定性方面起着至关重要的作用.温度可以影响微生物活性、传质过程、混合液黏度等, 进而影响到反应器的运行效率.温度对微生物活性的影响主要有两种途径, 第一是影响酶促反应的速率[9], 第二是影响基质扩散的速率.有研究表明, 温度每升高10~15℃, 酶促反应提高1~2倍[10].东北地区四季分明, 昼夜温差较大, 因此更需要应对不同温度带来的挑战.
本研究采用一体式厌氧流化床膜生物反应器(integrated anaerobic fluidized-bed membrane bioreactor, IAFMBR)作为主要装置, 在水力停留时间24 h条件下, 考察不同温度(35、25和15℃)对IAFMBR处理高浓度苯并噻唑废水运行效能, 膜污染情况和微生物群落结构的影响.
1 材料与方法 1.1 实验装置实验室自主开发设计IAFMBR反应器, 并以该反应器作为本研究的主要装置. IAFMBR反应器采用10 mm厚有机玻璃制作而成, 总容积为8.9 L, 有效容积为6.1 L, 反应器构型如图 1所示.
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图 1 一体式厌氧流化床膜生物反应器构型示意 Fig. 1 Schematic diagram of an integrated anaerobic fluidized-bed membrane bioreactor |
IAFMBR反应器主要由外筒、中筒、内筒、三相分离器和膜组件构成.废水从反应器底部进水口进入反应器, 依次经过外筒、中筒、最后通过蠕动泵将废水从内筒中的膜组件抽出反应器.外筒内装有厌氧颗粒污泥, 是主要的微生物反应区, 经过外筒处理的出水为厌氧流化床反应器(anaerobic fluidized-bed bioreactor, AFBR)出水; 中筒起到导流作用, 使废水从内筒底部流入; 内筒中装有膜组件, 使废水经过膜的分离作用排出系统, 既经过外筒处理, 又经过内筒膜处理的出水为IAFMBR出水.膜材料采用三菱公司生产的聚乙烯中空纤维膜, 孔径是0.4 μm, 总膜面积是0.21 m2.
1.2 反应器运行条件IAFMBR已稳定运行297 d.在本实验中, 反应器的运行条件分为3个温度梯度, 分别是35℃(298~353 d)、25℃(354~404 d)和15℃(405~455 d).其他运行条件是：HRT为24 h, 苯并噻唑的质量浓度为50 mg·L-1左右, 膜出水方式为连续出水.在一个膜污染周期内, 没有反冲洗和膜清洗.
1.3 接种污泥及配水接种的厌氧颗粒污泥取自大庆市某乙醇废水处理厂的厌氧反应器, 污泥颜色为黑色, 呈颗粒状.污泥接种量为1.2 L, 污泥终浓度(以VSS计)为4 850 mg·L-1.
本实验采用人工模拟配水方式, 模拟某制药厂制药废水.主要碳源是葡萄糖和乙酸钠, 使进水COD维持在3 100 mg·L-1左右.苯并噻唑的浓度在50 mg·L-1左右, 其他配水成分详见文献[11].
1.4 测定项目与方法COD测量采用COD快速测定法, 挥发性悬浮固体浓度(volatile suspended solids, VSS)采用重量法, 气体产量采用湿式气体流量计, 气体和挥发酸成分的测定采用高效气相色谱(Agilent GC-7980A), 苯并噻唑质量浓度测量采用高效液相色谱(Water e2695).气相/液相色谱的具体参数设置详见文献[12].
跨膜压差(transmembrane pressure, TMP)的动态变化由电脑自动检测.胞外聚合物(extracellular polymeric substance, EPS)和溶解性微生物产物(soluble microbial product, SMP)的提取方法详见文献[13].对提取出的EPS和SMP进行蛋白和多糖的测定, 其测定方法分别采用蛋白浓度测定试剂盒(Modified BCA kit, 生工生物工程股份有限公司)和苯酚-硫酸法[14].
1.5 微生物群落结构分析方法3个微生物样品取自外筒反应区, 样品采集时间分别是第353、404和455 d.采用FastDNA SPIN Kit for Soil试剂盒提取微生物样品DNA. PCR扩增引物及扩增条件详见文献[12]. PCR扩增产物用于Illumina MiSeq高通量测序(生工生物工程股份有限公司).测序原始数据需要去除引物接头、标签序列、嵌合体等部分序列, 得到合格的序列.处理原始数据所使用的生物信息学分析软件详见文献[12].
2 结果与讨论 2.1 温度对IAFMBR运行效能的影响 2.1.1 温度对COD去除效果的影响随着温度的降低, AFBR的COD去除率逐渐降低(图 2). 35℃时, COD去除率为(89.9±1.1)%, 出水COD为(335±40) mg·L-1.当温度下降到25℃时, COD去除率略微下降, 其数值为(88.6±1.5)%, 出水COD为(374±48)mg·L-1.当温度继续下降到15℃时, 出水COD明显上升, 其值接近1 000 mg·L-1, COD去除率下降到(69.3±2.9)%.
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图 2 温度对COD去除效果的影响 Fig. 2 Effect of temperature on COD removal efficiency |
不同温度下, IAFMBR的COD去除率(%)分别是(93.4±0.9)(35℃)、(92.4±1.5)(25℃)和(86±1.5)(15℃).从数据中可以看出, 温度下降导致AFBR出水COD去除率下降了20.6%, 而IAFMBR出水COD去除率仅下降7.4%, 其主要原因在于膜过滤起到了缓冲作用.
2.1.2 温度对苯并噻唑去除效果的影响随着温度的降低, AFBR出水中苯并噻唑的质量浓度从(2.11±0.28)mg·L-1上升到(29.33±1.82)mg·L-1, 其去除率从(95.9±0.6)%下降到(42.5±4.8)%(图 3).对IAFMBR出水而言, 苯并噻唑的浓度从(1.23±0.22)mg·L-1上升到(26.35±1.98)mg·L-1, 去除率从(97.6±0.5)%下降到(48.4±4.0)%.
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图 3 温度对苯并噻唑去除效果的影响 Fig. 3 Effect of temperature on benzothiazole removal efficiency |
从数据中可以看出, 当温度从35℃下降到15℃, 苯并噻唑的去除率明显下降.苯并噻唑的主要降解途径是生物降解[12], 而温度是影响生物活性的重要因素之一.钱燕云等[15]研究了不同温度(低温, 中温和高温)对8种抗生素去除情况的影响.其研究结果表明, 随着温度的升高, 抗生素的平均去除效率明显提升.
2.1.3 温度对挥发酸积累的影响随着温度的逐渐降低, 挥发酸的积累量不断增多(图 4). 35℃时, AFBR出水挥发酸总量为(109.36±8.14)mg·L-1, 其中乙酸(79.02±6.66)mg·L-1, 丙酸(13.47±1.86)mg·L-1, 丁酸(16.88±2.14)mg·L-1. 25℃时, 挥发酸总量为(164.43±8.60)mg·L-1, 其中乙酸(93.39±8.68)mg·L-1, 丙酸(23.07±2.30)mg·L-1, 丁酸(47.97±4.33)mg·L-1. 15℃时, 挥发酸总量为(538.12±41.58)mg·L-1, 其中乙酸(362.72±40.74)mg·L-1, 丙酸(35.15±2.77)mg·L-1, 丁酸(114.58±12.51)mg·L-1, 戊酸(25.67±4.80)mg·L-1.
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图 4 温度对挥发酸积累情况的影响 Fig. 4 Effect of temperature on the accumulation of VFAs removal efficiency |
随着温度的不断降低, 乙酸的积累量从35℃时的(79.02±6.66)mg·L-1增加到15℃时的(362.72±40.74)mg·L-1, 并且乙酸在总挥发酸中所占的比例始终高于50%, 是挥发酸的主要成分.乙酸是乙酸型产甲烷菌的底物, 它们可以利用乙酸产生甲烷和二氧化碳[16].另外, 乙酸也是同型乙酸菌的底物, 这种微生物可以将乙酸转化成氢气和二氧化碳[17].有一点需要指出, 在乙酸降解方面, 同型乙酸菌的作用并不突出[18].
另一个积累量明显增加的是丁酸, 表明丁酸氧化过程可能受到抑制.除了温度的下降导致丁酸氧化菌的活性降低外, 苯并噻唑的残余量对丁酸氧化过程可能有一定的抑制作用. Aydin等[17]以丁酸为底物, 研究了3种抗生素(磺胺甲
IAFMBR出水挥发酸总量低于AFBR出水, 其质量浓度分别是(57.57±11.11) mg·L-1(35℃)、(87.76±11.32) mg·L-1(25℃)和(283.23±27.96) mg·L-1(15℃).
2.1.4 温度对气体产量的影响35℃时, 气体产量, 甲烷产量, 甲烷百分比和甲烷产率都达到最大值(表 1). 25℃时, 气体各项指标均有所下降.当温度下降到15℃时, 各气体指标均明显下降, 其中甲烷产量从(8.13±0.64)L·d-1下降到(3.68±0.44)L·d-1, 甲烷所占体积分数从(72.4±1.7)%下降到(48.2±4.1)%, 甲烷产率(以CH4/CODremoved计)从(0.302±0.026) m3·kg-1下降到(0.184±0.024)m3·kg-1.这些相关指标的下降, 表明低温条件下, 产甲烷菌的活性受到抑制.有研究表明, 当温度在10~30℃之间时, 产甲烷菌的产气能力随温度的下降而降低[19].
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表 1 温度对气体产量的影响 Table 1 Effect of temperature on biogas production |
2.2 温度对膜污染的影响 2.2.1 温度对TMP的影响
本实验中, 当IAFMBR处于该温度条件的稳定阶段时, 监测膜污染情况, 当TMP达到15 kPa时, 视为膜污染.不同的温度条件下, 膜污染周期分别是5.2 d(35℃)、4.2 d(25℃)和2.5 d(15℃)(图 5).随着温度的下降, 膜污染周期逐渐缩短, 这个结果与先前的研究相似[20].分析膜污染周期下降的主要原因在于, 随着温度的下降, 进入内筒中的废水COD值上升(图 2), 导致膜污染周期缩短.
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图 5 温度对TMP的影响 Fig. 5 Effect of temperature on TMP |
从整体来看, 无论在什么温度条件下, 膜污染周期都相对较短.本课题组以IAFMBR为实验装置, 以实际生活污水为底物, 分析了不同温度条件下膜污染的情况[21].其实验结果表明, 不同温度条件下, 膜污染周期分别是25 d(35℃)、24 d(25℃)和18 d(15℃).相对于上述研究, 本实验的膜污染周期明显较短.分析其原因如下：①进水水质不同：先前实验采用的是低浓度的生活污水, COD为247~499 mg·L-1.而本实验采用的是高浓度抗生素废水, 进水COD高达3 000 mg·L-1以上; ②颗粒活性炭的添加.先前实验过程中添加40 g的颗粒活性炭来降低膜污染.虽然悬浮状态的颗粒活性炭可以降低膜污染[22], 但是维持颗粒活性炭的悬浮状态需要消耗大量的能量, 不利于能源的节约.尽管较短的膜污染周期导致膜应用的成本较高, 但是膜的应用对于抗生素废水的处理具有重要的意义. Munir等[23]的研究发现, 相对于其他的水处理方式, 膜生物反应器可以降低出水中的抗性微生物和抗性基因, 从而降低水环境的潜在威胁.
2.2.2 温度对EPS和SMP的影响混合液和滤饼层中EPS与SMP的变化如图 6所示.对于混合液而言, 在特定的温度条件下, SMP和EPS的浓度相对稳定, 没有随着TMP的升高而变化[图 6(a)和6(c)].分析其原因如下, 当反应器处于稳定运行状态时, 混合液的状态是稳定的, 不会随着膜污染的情况而有所改变.对于滤饼层而言, 在特定的温度条件下, EPS和SMP的浓度随着TMP的上升而增加[图 6(b)和6(d)].随着时间的累积, 污泥层在膜表面的不断积累形成是导致膜污染的主要原因[24].有研究表明, 相对于混合液, 膜表面的污泥层具有更高的特殊过滤阻力[25].
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图 6 温度对EPS和SMP的影响 Fig. 6 Effect of temperature on EPS and SMP |
随着温度的下降, 达到膜污染时(15 kPa), 混合液和滤饼层中的EPS和SMP的浓度都逐渐增多, 这点与先前的研究相似[21].分析其可能的原因如下：①随着温度的下降, 液体黏度增加, 导致膜污染严重; ②水体中残余的抗生素导致EPS和SMP的浓度增加.有研究表明, 当存在环境压力, 如有毒化合物存在时, 水体中的SMP会增加[26]. EPS普遍存在于活性污泥内部及表面, 可以抵御杀菌剂和有毒物质对细胞的危害.
无论在混合液还是在滤饼层、是在EPS还是SMP中, 蛋白质都是主要组成部分. Meng等[27]的研究表明, 相对于多糖而言, 蛋白质更加疏水, 更加易于黏附在膜表面, 从而引发膜污染.
2.3 温度对微生物群落结构的影响 2.3.1 温度对细菌结构的影响不同的温度条件下, 优势菌门是相似的(图 7).其中, Firmicutes(厚壁菌门)、Chloroflexi(绿弯菌门)、Bacteroidetes(拟杆菌门)和Proteobacteria(变形菌门)是最占优势的4个菌门, 占全部菌门相对丰度的75%以上. 35℃和15℃时, Firmicutes(厚壁菌门)是优势菌门, 其相对丰度分别是33.4%和49.5%. 25℃时, 优势菌门是Chloroflexi(绿弯菌门), 其的相对丰度是26.6%.
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图 7 温度对细菌菌门的影响 Fig. 7 Effect of temperature on the microbial community structure at the phylum level |
Firmicutes(厚壁菌门)属于低GC含量的革兰氏阴性细菌[28], 是厌氧反应器中常见的优势菌群[29]. Chloroflexi(绿弯菌门)广泛存在于各种自然环境中, 具有多种代谢功能[30]. Proteobacteria(变形菌门)是细菌菌门中重要的一门, 在化学循环中起到重要的作用, 在好氧和厌氧的环境中均可以存活.
在属的层次上, 不同的温度条件下, 优势菌属各不相同(图 8). 35℃时, 优势菌属是Clostridium, 然后是Levilinea、Trichococccus, 其相对丰度分别是13.7%、10.4%和8.0%. 25℃时, 优势菌属是Levilinea(15.2%)和Treponema(5.3%). 15℃时, 优势菌属是Lactococcus(17.9%)和Anaeroarcus(17.7%).
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图 8 温度对细菌菌属的影响 Fig. 8 Effect of temperature on the microbial community structure at the genus level |
随着温度的下降, 一些菌属的相对丰度降低, 如Clostridium的相对丰度从13.7%下降到3.8%; Longilinea的相对丰度从5.9%下降到1.3%.相对丰度的下降表明这些菌属受低温的影响较大, 分析其可能的原因如下：①Clostridium和Longilinea对温度本身敏感, 不易在低温条件下存活; ②Clostridium和Longilinea对温度降低所引起的环境变化较为敏感, 如温度降低导致水体中残余的抗生素增多.相反, 某些菌属的相对丰度随着温度的下降而上升(如Lactococcus的相对丰度从0.4%上升到17.9%, Anaeroarcus的相对丰度从1.0%上升到17.7%), 表明这些菌易于在低温(15℃)条件下存活和扩增.
2.3.2 温度对古菌的影响不同温度条件下, Methanosaeta都是优势菌群, 其相对丰度分别是94.2%(35℃)、83.1%(25℃)和98.3%(15℃)(图 9). Methanosaeta是乙酸型产甲烷菌, 能够将乙酸转化为甲烷和二氧化碳. Gujer等[16]的研究表明, 乙酸型产甲烷菌所产生的甲烷占甲烷整体产量的70%. Methanobacterium和Methanospirillum属于氢营养型产甲烷菌, 利用氢气和二氧化碳产生甲烷.虽然, 氢营养型产甲烷菌在古菌中所占的比例不高, 但是对于降低氢分压起到重要的作用.
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图 9 温度对产甲烷菌的影响 Fig. 9 Effect of temperature on the methanogens |
(1) 温度对IAFMBR处理高浓度苯并噻唑废水的运行效能有较大影响. 35℃时, 反应器运行效能最高, 具有较好的COD去除效率和甲烷产率和苯并噻唑的去除率.
(2) 温度对膜污染有重要的影响.随着温度的下降, 膜污染周期逐渐缩短.在特定的温度条件下, 相对于混合液而言, 滤饼层的EPS和SMP对TMP的变化更为敏感.混合液和滤饼层中的EPS和SMP以蛋白质为主.无论是滤饼层还是混合液, EPS的含量始终高于SMP.
(3) 不同温度条件下, Firmicutes(厚壁菌门)和Chloroflexi(绿弯菌门)始终是最占优势的两个菌门, 占全部菌门的42.6%~61.0%.随着温度的下降, 优势菌属分别是Clostridium、Levilinea和Lacotococcus.产甲烷古菌的优势菌属是Methanosatea.
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