菌藻共生系統對模擬油田驅采廢水中PAM和DIC去除的處理

王作超,唐春曉,張慧超,李 欣,上官默涵,安眾一,*

(1.中建八局第一建設有限公司,山東濟南 250100;2.煙臺大學土木工程學院,山東煙臺 264005)

微藻生長速度快、IC去除效率高、環境適應性好,本課題組前期研究已經獲得高效降解PAM的生物菌劑,且降解產物不含丙烯酰胺單體[2]。如將藻類固碳功能與細菌的PAM降解功能結合,構建藻菌共生體系,在降解PAM基礎上,降低石油驅采水潛在碳排放,具有很強的應用潛力和實際價值。本文將固定化菌藻共生系統應用于模擬驅采出水的處理,以達到廢水中PAM和IC的同步去除。

1 試驗材料與方法

1.1 試驗用水

試驗用水的組成為:25 mg/L NaCl,175 mg/L KH2PO4,75 mg/L MgSO4,97.5 mg/L K2HPO4,19 mg/L CaCl2,4.2 mg/L ZnCl2,1.44 mg/L MnCl2,0.71 mg/L MoO3,1.57 mg/L CuSO4,0.4 mg/L CoCl2,11.42 mg/L H3BO3,50 mg/L 乙二胺四乙酸(EDTA),31 mg/L KOH和4.98 mg/L FeSO4。使用的PAM來源于大慶油田,陰離子型,分子量為2 000萬。

1.2 試驗裝置

旋轉式藻生物膜(RAB)反應器有效容積為1.6 L,以帆布(15 cm×60 cm)為生物膜負載基底,有效附著面積為870 cm2,通過電機帶動生物膜旋轉進行水氣相交換,電極轉速為10 r/min。試驗采用序批式進水方式,在一個試驗周期結束后,將新配制的試驗用水置換入反應器中,然后進行下一周期的試驗,如此循環。由于水分蒸發,每天補充去離子水至1.6 L。該裝置在自然光和日光燈下,藻膜表面光照強度為2 000～3 000 lux,日光照時間為24 h。

1.3 菌藻來源與接種

菌藻來源于長期用于接種PAM的生物接觸氧化反應器內壁自然生長的生物膜。將其刮掉制成菌藻混合液作為RAB反應器的接種劑接種到RAB反應器中培養掛膜,并不斷補充營養物質,RAB反應器上的微生物在自然條件下生長,經20～30 d的培養可形成2～3 mm厚的生物膜。

1.4 試驗方法

1.4.1 PAM濃度的影響

為考察RAB對不同PAM濃度試驗用水的處理效果,試驗用水中PAM質量濃度分別為100、200、300、400、600、800 mg/L。為了促進微生物的生長,補充了一定量的碳源與氮源,在試驗用水的基礎上額外加入了250 mg/L的NaNO3和1 000 mg/L的NaHCO3。補充的不同PAM濃度試驗用水的水力停留時間(HRT)均為6 d,每個試驗周期定時取樣測定PAM濃度、黏度、總碳(TC)、總有機碳(TOC)、IC等相關參數。

1.4.2 試驗用水中C/N的影響

根據之前的報道[3],加入外部氮源對RAB系統有特殊影響。在完成PAM濃度影響試驗之后,研究了C/N對RAB系統的PAM去除和IC削減的影響。添加NaNO3調節試驗用水中TC與TN的比例(C/N)為5∶1(1 000 mg/L NaHCO3+400 mg/L PAM)、1∶1(1 000 mg/L NaHCO3+400 mg/L PAM+1 500 mg/L NaNO3)、1∶2(1 000 mg/L NaHCO3+400 mg/L PAM+3 500 mg/L NaNO3),每個試驗周期定時取樣檢測PAM濃度、黏度、TC、TOC、IC等相關參數,水樣檢測前均通過0.45 μm濾膜。

1.5 檢測指標及方法

本研究使用淀粉-碘化鎘法[4]測定PAM,使用總有機碳分析儀檢測TC、IC、TOC,使用上海昌吉NDJ-8S旋轉黏度計測量水體黏度,使用利華DT1334A高精度工業級照度計測定光照強度,對處理出水干燥后的樣品進行掃描電鏡,觀察處理前后樣品變化。

1.6 微生物群落多樣性分析

使用諾禾致源基因公司(天津)的高通量測序描述RAB生物膜的微生物群落特征。操作分類單位(OTU)用于根據系統發育或種群遺傳學對密切相關的個體群體(如菌種、屬或種)進行分類,對相似度為97%的OTU進行生物信息統計分析,在每個分類級別確定樣品的群落組成,置信閾值為0.7。

2 結果與討論

2.1 微藻處理不同濃度PAM的模擬廢水

2.1.1 PAM濃度變化

不同濃度PAM試驗用水送入反應器運行6 d后處理效果如圖1所示。200 mg/L效果最好,去除率達到71.4%,最差為800 mg/L,去除率僅為27.4%。高濃度PAM下處理效率較低的原因可能是廢水黏度過大,阻礙了生物膜表面菌藻的呼吸作用[5]和光合作用[6]。淀粉-碘化鎘法主要檢測PAM中的酰胺基團,Song等[7]指出,生物降解PAM使其脫氮的主要原因是脲酶催化作用。脲酶是一種生物分泌的胞外水解酶,酰胺基從PAM分子中斷開后,酰胺基團中的氮可被分解利用[8]。

圖1 RAB反應器對不同濃度PAM的去除效率Fig.1 Removal Efficiency of RAB Reactor under Different PAM Concentrations

2.1.2 試驗用水黏度變化

PAM水體黏度下降標志著PAM的降解或分子量降低[9]。運行過程中黏度變化及去除率編號如圖2和圖3所示,總體來看,PAM的濃度越高,黏度去除率越高。第6 d,當在600 mg/L和800 mg/L時,黏度去除率為89.4%和89.6%,而在100 mg/L時,黏度去除不足70%。但在較高質量濃度下(600 mg/L和800 mg/L),需經長時間處理黏度才可達到較低水平。

圖2 不同濃度PAM條件下黏度變化曲線Fig.2 Viscosity Change Curves under Different PAM Concentrations

圖3 不同濃度PAM條件下黏度去除率變化曲線Fig.3 Removal Rate Change Curves under Different PAM Concentrations

2.1.3 RAB對模擬廢水中碳的去除效果

運行過程水中TC的去除效果如圖4所示。隨著PAM濃度增加,TC去除率維持在38%～60%,其中在200、300、400 mg/L時去除率為58.4%、57.5%、57.0%,100 mg/L時最小,去除率為38.5%。

圖4 RAB反應器在不同濃度PAM條件下對TC的去除效率Fig.4 Removal Efficiency of TC by RAB Reactor under Different PAM Concentrations

運行過程中TOC去除效果如圖5所示,TOC的去除一定程度上也反映了PAM去除效果。如圖5所示,除PAM質量濃度為100 mg/L時,其他質量濃度TOC總體去除率可達40%以上,600 mg/L時去除率最高,為48.4%。

圖5 RAB反應器在不同濃度PAM條件下對TOC的去除效率Fig.5 Removal Efficiency of TOC by RAB Reactor under Different PAM Concentrations

運行過程中IC去除效果如圖6所示。在PAM質量濃度為200、300、400 mg/L時,去除率分別為77.3%、73.4%、74.2%,出水IC質量濃度相對穩定,為30～38 mg/L。高濃度PAM下IC去除率差可能是因為高黏度不利于微藻生長[11],而有機氮源的增加促進了細菌生長,從而使IC去除率降低,TOC去除率提高,這與本課題組之前的研究結果一致[3]。

圖6 RAB反應器在不同濃度PAM條件下對IC的去除效率Fig.6 Removal Efficiency of IC by RAB Reactor under Different PAM Concentrations

2.2 模擬廢水中C/N對反應器處理效能的影響

圖7 RAB反應器在不同C/N下對PAM的去除效率Fig.7 Removal Efficiency of PAM by RAB Reactor under Different C/N

運行過程中TC去除效果如圖8所示。在外部氮源影響下,TOC和IC的去除率變化影響了TC的去除,TC去除率在49%～57%,在C/N為1∶1時去除率最低,為49.3%,在C/N為1∶2時去除率最大,為56.7%。

圖8 RAB反應器在不同C/N下對TC的去除效率Fig.8 TC Removal Efficiency of RAB Reactor under Different C/N

運行過程中TOC去除效果如圖9所示。隨著C/N增加,TOC去除率不斷增加,在C/N為5∶1時去除率僅為45%,當C/N達到1∶1時去除率上升至75%,C/N達到1∶2時去除率上升至76%。

圖9 RAB反應器在不同C/N下對TOC的去除效率Fig.9 TOC Removal Efficiency of RAB Reactor under Different C/N

運行過程中IC的去除效果如圖10所示。隨著外部氮源的加入,IC去除率驟降,在比例為5∶1時去除率約為75%,C/N增加至1∶1時去除率僅約為13.5%。加入更多外部氮源后,充足的氮源使形成的生物膜更厚、更堅固,促進了生物膜內部厭氧層的形成,生物膜內部的低光強環境不利于微藻的生長,而生物膜的增厚給功能性微生物的硝化反硝化以及PAM的轉化提供了良好的生長和代謝環境,這些功能性微生物IC的釋放可能相對減少了系統對IC的去除。

圖10 RAB反應器在不同C/N下對IC的去除效率Fig.10 IC Removal Efficiency of RAB Reactor under Different C/N

2.3 掃描電鏡觀察PAM的變化

將經過RAB處理后的出水與純PAM溶液蒸發干燥,用掃描電鏡觀察其結構形態如圖11所示。未經處理的PAM結構完整致密,形成光滑有序的膜結構,而經過處理后的PAM結構松散,表面形成小顆粒狀孔洞,無法形成完整的膜結構,推測其為PAM降解后形成的小分子物質經干燥后凝結形成,PAM結構形態的變化使水溶液具有的黏性大大降低。

圖11 PAM干燥后的掃描電鏡圖Fig.11 Scanning Electron Micrographs of PAM after Drying

2.4 微生物群落組成分析

為探究參與PAM和IC去除的微生物群落的關鍵微生物和特征,在試驗運行結束后使用高通量測序分析生物膜上的原核和真核生物。樣品中相對豐度>0.5%的門和屬如圖12所示。Rhogostoma屬于絲足蟲門(Cercozoa),以真菌和藻類為食[12],生物膜上原生動物的捕食活動會促進營養物質的流動和交換,進一步增強細菌的活性[13]。Chlorophyceae屬于綠藻門(Chlorophyta),是碳減排方面研究最多的微藻類群[14],有很高的生物質生產力和光合效率。Pereira等[15]在Tetraselmissp. CTP4 (Chlorophyta) 管式光生物反應器中半連續地通入CO2,最終CO2平均減排效率達到65%以上。

圖12 微生物群落結構分布Fig.12 Structure Distribution of Microflora

兼性厭氧菌的存在促進了生物膜上的硝化-反硝化作用。PAM的生物降解過程中,綠藻(Chlorophyta)、藍藻(Cyanobacteria)、變形菌(Proteobacteria)等能夠通過同化作用獲得PAM酰胺基中的氮。此外,Arenimonas是一種典型的反硝化細菌[16]。

藍藻門(Cyanobacteria)的Vampirovibrio是第一大優勢細菌屬,其缺乏獨立光合作用機制,通常被認為是綠藻的專性病原體,一般與綠藻同時被發現[17]。Nodosilinea_PCC-7104是一種念珠藻,其既能通過光合作用合成有機物,還具有一定的固氮作用[18]。Hydrogenophaga、Blastocatella、Arenimonas均多次出現在降解PAM的報道中,是PAM的降解過程中的常見微生物[19-20]。雖然目前PAM碳主鏈斷裂的生物降解機制尚不清楚,但已發現多種微生物可以在PAM水體中生長并降解PAM[21]。

3 結論

(1)RAB系統可穩定有效地實現驅采出水的碳去除,并同步實現PAM降解。從PAM質量濃度試驗來看,400 mg/L的PAM濃度下系統處理較為理想,在此濃度下TOC和IC去除率均較高。

(2)外部氮源對系統的促進有一定限度,C/N為1∶1時,TOC的去除率顯著提高,但此時廢水中的IC去除率較低。而當C/N為5∶1時,不需要額外外部氮源的投加,且IC的去除率明顯提高,而PAM的去除率僅略微降低。因此,C/N為5∶1時系統的處理效果綜合來看較為理想,但此時水體中的PAM可能未被徹底降解。

(3)通過掃描電鏡觀察PAM發現,經處理后的PAM結構被破壞并失去聚合物性質。

(4)RAB反應器中存在多種細菌和藻類,其中Chlorophyceae是IC去除的主要微生物,Hydro-genophaga、Blastocatella、Arenimonas推測參與了PAM的降解過程。此外,生物膜上還存在一定的固氮和硝化-反硝化微生物。