膜電解氫自養MBBR反應器深度轉化水中高氯酸鹽

萬東錦,牛振華,劉永德,肖書虎 (.河南工業大學化學化工與環境學院,河南 鄭州 45000；.環境基準與風險評估國家重點實驗室,中國環境科學研究院,北京 000)

高氯酸鹽是一種常見的水體污染物[1].其主要作為強氧化劑及添加劑廣泛應用于煙花爆竹、潤滑油提煉等生產領域,進入自然環境后可長期穩定存在,當前各地飲用水中頻繁檢出高氯酸鹽.生物法還原去除水中高氯酸鹽是指在缺氧或厭氧的條件下,微生物利用電子供體將其還原為氯離子的方法.與其他物理化學法相比,生物法具有高效率、低成本,同時實現了高氯酸根形態的無害轉化等優點[2-4].

自養還原高氯酸鹽通常以氫氣、硫、零價鐵等無機物為電子供體[5-6].其中,氫是理想的電子供體,反應過程清潔,微生物增殖緩慢,無有害副產物產生,不存在二次污染.但氫氣存在著易燃易爆,不易運輸,溶解度低等問題.

膜電解反應器實現了氫氣的靈活供給及高效利用,逐漸受到研究者的重視,使用陽離子交換膜將直流電解槽分割成陰極及陽極區域,在陰極區域接種培養的高氯酸鹽還原菌利用陰極產生的氫氣將高氯酸鹽還原[7-10].研究表明,該反應器在序批式實驗模式下,施加電流為 20～60mA 時,反應器的去除率達到95.03%～98.99%[11].在連續運行條件下,施加電流分別為10mg/L和300mA,水力停留時間(HRT)從12h降低至 4h,出水 ClO4-濃度呈增大趨勢,但去除率仍保持在99%以上[10].

需要指出的是,傳統膜電解過程中,陰極室溶液pH值呈上升趨勢,隨著施加電流的增大,pH值增幅顯著,常規方法往往通過向陽極室施加酸性溶液的方法穩定陰極室 pH 值[12].然而前期研究發現[13],在較高 pH值(pH=9.0)條件下,氫自養還原細菌依然可以維持較高的活性,此時反應速率可達 2.450mg ClO4-/(g VSS?h).這也就意味著,膜電解體系中陰極區域 pH值的升高對高氯酸鹽去除的抑制作用較為有限,陽極室施加酸性溶液并非必須,即陽極反應也可以加以利用.

基于以上研究背景,本研究在傳統膜電解基礎上通過改變進出水流向,將電化學陽極反應納入處理流程,建立膜電解氫自養 MBBR反應器.與傳統膜電解反應器相比,本研究一方面實現了水中高氯酸鹽的深度轉化,另一方面將陽極反應納入處理流程,避免了酸溶液施加,同時氯離子在陽極被氧化成活性氯,活性氯的存在進一步提升了出水水質.

本研究考察了不同施加電流條件下,高氯酸鹽去除率、有效電流、電流效率、pH值及陽極室活性氯的變化規律.并結合反應器運行狀況,利用掃描電鏡(SEM)和高通量測序技術對反應器內微生物群落形態、群落結構演替展開分析.

1 實驗部分

1.1 反應裝置原理及其建立

本研究所建立的反應裝置如圖1所示,主反應器為長方體型,材質為有機玻璃.陰極室及陽極室尺寸均為長8cm×寬7cm×高10cm=560cm3,反應器陰極室內裝填Kaldnes K1填料,Kaldnes K1填料材質為高密度的聚乙烯(密度為 0.95g/cm3), 9.1mm(直徑)×7.2mm(寬度),呈外棘輪狀,內壁由十字筋連接,比表面積為 500m2/m3.Kaldnes K1填料填充率為 75%,裝填Kaldnes K1填料后陰極室有效容積為370mL,陰陽兩極室由質子交換膜(GEFC-107,北京金能)隔開,進水由陰極室自流至陽極室直至最終溢流出水.其中陽極材料:RuIrO2電極;陰極材料:鎳板.電極有效面積6cm×9cm,極間距5cm,陰陽兩室均用泵循環溶液避免濃差極化.陰陽極室內發生如下反應:陰極室:

陰極析氫反應

微生物氫自養反應

陽極室:

氯離子氧化反應

陽極析氧反應

圖1 反應裝置及原理示意Fig.1 Experimental set-up

其中,陽極室內由于 EΘ)=1.36V＞EΘ)=1.23V,因而氯離子氧化反應會優先于析氧反應發生.在陰極室內微生物利用電解產生的氫氣將高氯酸鹽降解為氯離子,而后氯離子在陽極室被陽極氧化生成活性氯,活性氯具有殺菌作用,可進一步提升出水水質.

本研究進水采用去離子水配水.初始高氯酸根濃度為(4.98±0.091)mg/L,同時添加基礎培養基和微量元素溶液(1mL/L),各組分及其含量分別見表 1和表 2.進水用 N2(99.9%)吹脫出其中的溶解氧使水桶內處于低溶解氧狀態(DO＜2.0mg/L),再經蠕動泵抽入陰極室.

表1 基礎培養基組成Table 1 Composition of basal medium

表2 微量元素溶液組成Table 2 Composition of trace elements

1.2 反應器接種馴化與運行

取五龍口污水處理廠生物池厭氧區活性污泥,將填料浸泡 24h進行接種,初始接種生物量為3.88gVSS/L,進水高氯酸根濃度為(4.98±0.091) mg/L,在(25±2)℃條件下運行反應器,施加電流分別為 6,8,10,15,20mA.根據施加電流的不同分為5個周期,每個周期運行9d,其中,前3d視為微生物適應期,不取樣記錄數據,適應期結束后反應器開始正式運行,每周期正式運行 6d,共 30d.每周期正式運行階段,定時監測進出水高氯酸根濃度、pH值等指標,出水高氯酸鹽濃度波動＜5%視為已達到穩態運行,進而可調整施加電流,開展下一階段的實驗.

1.3 分析與測定

水樣經過 0.22μm 水系濾膜過濾后測定各參數.本實驗中ClO4-離子采用美國熱電ICS-600離子色譜儀測定,測定條件:色譜柱型號 AS16,KOH 淋洗液(25mmol/L),淋洗液流速 1.0m L/min,柱溫 30℃,進樣量 10μL,此條件下 ClO4-的保留時間為15min,其檢出限為0.05mg/L. pH值采用pH計(上海雷磁PHS-3C)測定.TOC、NPOC采用 TOC測定儀(日本島津TOC-LCPN)測定.濁度值采用濁度儀(上海昕瑞WGZ-200)測定,ORP采用多參數水質分析儀(美國哈希HQ30d)測定.活性氯采用N,N-二乙基-1,4-苯二胺光度法測定[14].

分別取反應器接種及正式運行第 24d的生物樣品,樣品DNA的提取及擴增采用已有方法[13].擴增后的DNA樣本送至生工生物工程(上海)股份有限公司進行測序,測序平臺為 Illumina Miseq 2×300.高質量序列去除前后引物以及標簽后,利用 Mothur軟件對得到的全部序列進行比對,去除引物、嵌合體和長度小于200bp的序列,并在97%的相似性水平上計算序列遺傳距離,該矩陣用于確定 OTUs(operational taxonomic units).同時基于物種豐富度的分析,使用Mothur軟件計算 Alpha多樣性指數中的豐富度(Chao1指數、Ace指數)、多樣性指數(Simpson指數和Shannon-Wiener多樣性指數)和覆蓋度(Coverage).

2 結果與討論

2.1 反應器對ClO4-的去除效果

根據施加電流的不同將整個研究過程分為第I、II、III、IV、V階段,5個正式運行階段反應器運行效果如圖 2(a)所示,對應有效電流及電流效率變化情況如圖2(b)所示.

進水高氯酸根濃度為(4.98±0.091)mg/L,當施加電流為 6mA,反應器穩態運行時,出水濃度為(3.00±0.10)mg/L,電流效率達到(6.43±0.24)%,有效電流為(0.39±0.03)mA.當電流強度增加至 8mA,出水濃度較第 I階段降低,為(2.50±0.03)mg/L,電流效率保持在(6.20±0.11)%,有效電流較之前略微增加為(0.47±0.04)mA.增加電流強度至 10mA,出水濃度進一步降低,為(2.10±0.04)mg/L,電流效率為(5.94±0.15)%,有效電流增加至(0.59±0.01)mA.繼續增加電流至15mA時,出水高氯酸根濃度較之前有大幅降低,低于檢出限(0.05mg/L),去除率大于(98.99±0.05)%,電流效率達到(6.59±0.17)%,有效電流達到(0.99±0.03)mA.

圖2 反應器正式運行期間高氯酸根濃度及電流效率和有效電流隨運行時間的變化Fig.2 The variations of (a) perchlorate concentration and (b)the efficiency of applied current during operation time

由圖 2(b)可知,隨著施加電流的增加(6～15mA),出水高氯酸根濃度呈降低趨勢,有效電流呈現增加態勢,電流效率穩定在 5.94%～6.43%.表明隨著電流強度的增加,陰極室生物反應區的供氫量逐漸趨于飽和,反應器內供氫較為充分,形成較為適宜的環境,使出水高氯酸根濃度不斷降低.

此外,施加電流的增加有利于增加反應器氫氣的供給,但施加電流過大會導致陰極室pH值過高以至偏離微生物的適應范圍,進而導致對高氯酸根去除率的下降.繼續增加電流至 20mA,陰極室溶液 pH值超過 9.5,導致出水高氯酸根濃度升高至(3.46±0.02)mg/L,對應去除率降至(30.75±1.19)%.傳統膜電解反應器通過陽極室加酸的方法,施加不同的電流實現了高氯酸鹽 94.19%～98.38%以上的去除率,對應電流效率在 2.4%～19.39%范圍內波動,電流效率呈先升高后降低的趨勢[11].本研究所建立的反應器避免了酸性溶液的添加,電流效率與傳統膜電解反應器相差不大.

2.2 進出水pH值的變化情況

微生物還原高氯酸根的過程需要在適宜的 pH值下進行,電化學反應器運行過程中需要準確控制HRT及施加電流,使得反應器供氫充分的同時還能兼顧陰極室溶液 pH值處于合適的范圍,最大限度地發揮微生物對高氯酸根的降解作用.

反應器正式運行時各室溶液pH值的變化如圖3所示,進水及陽極室總出水pH值波動不大,進水pH值維持在 7.62～7.87.陰極室出水自流進入陽極室直至最終出水,電解水反應中陰極產生的 OH-可以被陽極產生的 H+中和(式(1)和(4)),使得總出水 pH 值一直處于較為穩定的狀態,為 7.96～8.11.陰極室溶液 pH 值隨著施加電流的增大而增大,ClO4-去除率呈先升高后降低的趨勢.電流強度依次為6、8、10和15mA時,陰極室生物反應區溶液pH值依次為8.29±0.04、8.45± 0.03、8.58±0.08 和 8.74±0.04,對應 ClO4-去除率依次提高分別為(39.75±2.09)%、(49.71±1.00)%、(57.31±1.62)%和(98.99±0.05)%.這與之前研究發現氫自養高氯酸鹽還原菌在弱堿性的(pH＜9.5)環境下依然可以對高氯酸鹽的去除有較高活性的研究果相符[12].

圖3 進出水pH值及去除率隨運行時間的變化Fig.3 Variations of pH and removal efficiency at different operation stages

當施加電流增至20mA,陰極室溶液pH值急劇增至(9.60±0.06),對應高氯酸根去除率降至(30.75±1.19)%,表明20mA的施加電流導致陰極室生物反應區域pH值過高(＞9.5),超過高氯酸鹽還原菌的耐受范圍,從而抑制高氯酸鹽還原菌的活性,影響高氯酸鹽的去除效果.相關報道表明,在序批式直接氫自養過程中高氯酸鹽還原菌的最適pH值為7.0,pH值過高或過低均會抑制高氯酸鹽還原菌活性[15].

總體而言,在本反應體系中,陰極室溶液pH值隨施加電流的增大呈現增加態勢[9,11],陰極室pH值過高(＞9.5)不利于微生物對高氯酸鹽的還原降解作用.2.3 反應器陰極室溶液 ORP值、陽極室溶液活性氯濃度及其他理化指標的變化

氫自養還原高氯酸鹽反應需要在相對厭氧的環境當中才能實現[16].采用質子交換膜將兩極隔開,能夠避免陽極產生的O2對陰極室高氯酸鹽厭氧還原過程造成影響.電解產生的氫氣一方面可被微生物利用降解高氯酸鹽,另一方面用于維持反應器內的厭氧環境.ORP(氧化還原電位)能夠大致反映反應器內的氧化還原環境,較低的ORP有利于維持高氯酸鹽還原菌的活性,運行過程中陰極室溶液 ORP值的變化如圖4(a)所示.

圖4 陰極室溶液ORP及陽極室溶液活性氯濃度隨施加電流的變化Fig.4 (a) ORP variation in cathode chamber and (b) active chlorine concentration variation in anode chamber under different applied current

從圖4(a)可知,隨著施加電流的增加,陰極室溶液ORP值呈現逐漸降低的趨勢.施加電流分別為 6mA和 8mA 時,ORP值分別為(-179.3±5.63)mV 和(-245.9±5.92)mV.此時反應器的去除率為(39.75±2.09)%和(49.71±1.02)%,表明電化學反應器運行過程中較低的施加電流(＜10mA)就能夠建立氫自養所需的厭氧環境,但產氫量不足,使得去除率不高.

不同施加電流條件下,溶液活性氯濃度如圖 4(b)所示,施加電流分別為6、8、10mA條件下,活性氯的濃度依次為(0.057±0.003)mg/L(0.056±0.002)mg/L、(0.057±0.002)mg/L.

理論上,活性氯濃度應隨施加電流的增大呈現增大的趨勢,但由于6～10mA的施加電流過小,活性氯濃度在檢出限(0.05mg/L)附近,其規律性并不明顯,但當施加電流分別增至15和20mA時,活性氯濃度逐漸提高至(0.070±0.002)mg/L 和(0.076±0.002)mg/L.

整個運行過程中出水其他水質指標如下:NPOC (不可吹脫性有機碳)(1.49±0.4) mg/L,濁度(0.89± 0.27)NTU.上述指標表明:本研究所建立的反應器出水有機物濃度較低,與異養還原過程相比,無有機物二次污染的問題;自養微生物增殖緩慢,附著于填料且不易隨水流出,使得出水濁度始終處于較低水平.

2.4 反應器運行過程中微生物監測

2.4.1 微生物形態變化 實驗接種污泥為污水處理廠氧化溝厭氧區污泥,外觀呈黑色.隨著運行時間的延長,接種污泥逐漸由黑色轉為深灰色,沉降性能逐漸提升.采用掃描電鏡觀察填料、接種污泥、正式運行第12d和第24d反應器內生物樣品的形貌特征.

如圖 5所示.由如圖 5(a)可知,在掃描電鏡下,Kaldnes K1填料表面粗糙不平,隨著反應器運行時間的延長,反應器內微生物種群結構、形態有了較大的變化.接種污泥內細菌豐富主要為桿菌和球菌,微生物種群結構、形態有了較大的變化.接種污泥內細菌豐富,運行12d后球菌逐漸減少桿菌數量逐漸增多,到第24d反應器運行已經穩定,短桿狀細菌逐漸占優勢.

表3 樣品α多樣性相關的各項指標Table 3 α biodiversity of the samples

圖5 運行過程中填料及生物樣品掃描電鏡Fig.5 SEM image of Kaldnes K1and microorganism at different operation stages

2.4.2 微生物群落結構分析 反應器接種及正式運行24d的污泥樣品α多樣性各項指標如表3所示.從表中可以看出各樣品的文庫覆蓋率均達到99%,表明樣品中絕大多數菌屬被檢出,測試結果可以代表樣本實際情況.此外,與接種樣品相比,正式運行 24d后反應器內微生物OTU聚類數、Shannon指數、ACE指數和Chao1等α多樣性指標整體呈顯著下降趨勢.由于接種污泥來源于氧化溝,發生反應類型多樣,導致其α多樣性較高,而反應器開始運行后,反應器內發生的反應類型較為單一,隨著運行時間的增加,反應器內微生物菌群逐漸發生演替,氫自養還原菌逐漸凸顯,導致菌群α多樣性下降[13].

門水平上兩樣品群落組成結構如圖 6(a)所示,結果表明:對比接種微生物菌群,運 24d后,反應器體系內的優勢菌門為 Proteobacteria(變形菌門)、Firmicutes(厚壁菌門)、Bacteroidetes(擬桿菌門)和Chlorofexi(綠彎菌門),含量分別為 39.63%, 33.93%,11.41%和6.19%.

為更深入地了解微生物群落結構,對微生物進行屬水平上優勢菌屬分析,結果如圖6(b)所示:豐度較高的優勢菌屬有 Thauera (8.25%)、Hydrogenophaga(7.17%)、Tissierella(7.16%)、Azonexus (5.13%)等.其中Thauera菌屬為主要優勢菌屬,屬于 β-Proteobacteria.2013年Mao等[17]研究表明,Thauera菌屬為氫自養反硝化優勢菌群.2016年本課題組[13]利用氫氣馴化高氯酸鹽還原菌,培養出以Thauera菌屬為代表的高氯酸鹽氫自養還原菌.結合本研究反應器工況,可以推測,屬Thauera為反應器中主要的高氯酸鹽氫自養還原菌.其余優勢菌屬,如Hydrogenophaga菌屬和Tissierella等菌屬的功能有待進一步研究.

圖6 接種及正式運行24d反應器內微生物群落結構分析Fig.6 Taxonomic classification of the bacterial communities of inoculate sludge and the sample from reactor after 24d of operation

3 結論

3.1 本研究所建立的膜電解氫自養 MBBR反應器對水中(4.98±0.091)mg/L高氯酸鹽的去除率可達(98.99±0.05)%以上,出水水質良好.

3.2 直流電的施加能夠在陰極室建立氫自養還原高氯酸鹽所需的厭氧環境,ORP值始終處于較低的水平(-179.33±5.63)～(-299.21±6.57)mV.

3.3 反應器對高氯酸鹽的去除率隨施加電流的增大(6～15mA)而增加,但當施加電流過大(20mA)導致陰極室溶液pH值超過9.5時,陰極室內微生物活性受到抑制,導致反應器對高氯酸根的去除率下降.此外,陽極室活性氯的檢出表明本研究實現了高氯酸鹽→氯離子→活性氯的深度轉化.

3.4 反應器運行過程中,微生物形態及菌群結構均發生較大變化.短桿菌數量逐漸增多,菌群α多樣性下降,Thauera菌屬為主要的氫自養還原優勢菌屬,其豐度達到8.25%.