还原脱氯污泥方法

2017-03-15 04:17:53 20

  2,4,6-三氯苯酚作为防腐剂、 杀菌剂、 防霉剂[1, 2]广泛应用于各类制造业,导致大面积土壤、 地表水、 地下水受到了氯代有机物的污染[3, 4, 5],在污水厂剩余污泥中亦有发现[6]. 因其高毒性,持久性和致癌性,2,4,6-TCP被美国、 中国等国家列入优先控制污染物[7, 8].

  多氯酚很难在好氧条件下降解,而在氧化还原电位低的厌氧环境中,在相应酶的作用下进行厌氧还原脱氯,代谢速率较高[7],且厌氧脱氯的原理与应用对于修复土壤或地下水更具现实意义,受到研究者的重视. 通过富集活性污泥可获得厌氧降解2,4,6-TCP的混合微生物[9],氯取代基被脱除后,生物毒性大大降低[10, 11],再通过好氧处理,可实现彻底矿化. 对于复杂的氯代化合物,其矿化过程具有步骤性,每步生成的产物往往越来越不容易脱氯[17],且脱氯菌与其他厌氧细菌形成复杂的互养关系而受到制约[18, 19],相关研究有待进一步深入. 目前已从土壤、 地下水中分离鉴定出多种氯酚降解菌[12, 13, 14, 15, 16],这些微生物以有机物作为电子供体,有机氯代物作为电子受体进行呼吸代谢作用. 其中,Dehalococcoides ethenogenes、 Dehalobacter restrictus等通过还原脱氯酶进行脱氯呼吸,另外,异化铁还原菌的脱氯作用近年来成为研究热点[13, 14],如Gobacter、 Shewanella、 Desulfitobacterium等,这些微生物可同时进行Fe(Ⅲ)还原与脱氯呼吸. 在不同的微生物及环境条件下,厌氧脱氯转化过程受到影响,并显著影响脱氯速率. 因此深入研究2,4,6-TCP在厌氧污泥群中的代谢特性和影响因素对于实现2,4,6-TCP彻底矿化,深入还原脱氯机制具有重要的意义.

  本研究通过驯化活性污泥富集2,4,6-TCP还原脱氯污泥,探索厌氧条件下驯化污泥对2,4,6-TCP还原脱氯途径、 代谢特征和影响因素,探讨相关机制,以期为加速还原脱氯的方法、 实现多氯酚的彻底矿化及实际应用提供理论基础.

  1 材料与方法

  1.1 基本营养物

  研究中所采用的培养基含有以下物质: ①主要营养物质(×10-2 g ·L-1): KCl(0.15),KH2PO(1.36),NH4Cl(2.68); ②微量元素(×10-3 g ·L-1): CoCl2 ·6H2O(0.024),ZnCl2(0.075),H3BO3(0.019),NiCl2 ·6H2O(0.024),Na2Mo4 ·2H2O(0.024),FeCl2 ·4H2O(1.344),MnSO4 ·4H2O(0.026),MgSO4 ·7H2O(1.556),CaCl2 ·2H2O(2.336),CuSO4 ·5H2O(0.009),AlK(SO4)2 ·12H2O(3.446); ③ 维生素(×10-3 mg ·L-1)[20]: 生物素(20),叶酸(20),维生素B6(100),维生素B1(50),维生素B12(1),对氨基苯甲酸(50),泛酸(50),维生素B6(100),硫辛酸(50); ④酵母浸膏: 0.002%. 其余物质根据实验内容另行添加.

  1.2 污泥驯化

  污泥取自上海市长桥污水处理厂二沉池回流污泥,其中未测得氯酚类物质. 驯化前,将污泥淘洗3次,接种至可密封厌氧瓶内,添加1.1节所述营养物质. 添加乳酸钠(20 mmol ·L-1)、 2,4,6-TCP(50 μmol ·L-1),所有物质添加完毕后定容至1 L,氮气吹脱20 min密封,置于恒温磁力搅拌器上,内置磁力搅拌子,30℃条件培养,定期更换培养液. 培养液加入前经高纯N2吹脱20 min,更换时以N2保护,维护反应所需的厌氧条件. 定期检测酚类物质浓度变化,直至驯化完成.

  1.3 实验方法

  间歇实验按照以下步骤进行: ①配制培养基: 按1.1节所述配方以去离子水配制基本营养物培养基,分装至100 mL厌氧瓶内,高纯氮气吹脱20 min密封,121℃灭菌后待用. 实验时,根据实验内容,N2保护下分别添加各类物质: 乳酸钠(10 mmol ·L-1或20 mmol ·L-1); 2,4,6-TCP、 2,4-二氯苯酚(2,4-DCP)、 4-氯苯酚(4-CP)、 苯酚,添加浓度为40-80 μmol ·L-1; 柠檬酸三铁(FeC6H5O7,1、 5、 10 mmol ·L-1)、 腐殖质模式物蒽醌-2,7-双磺酸钠(2,7-AQDS,1、 5、 10 mmol ·L-1). 所有实验均为3组平行,结果取平均值,所有物质添加完毕后接种驯化污泥. ②污泥接种: 取出适量驯化污泥,无氧条件下淘洗,置于混匀器(GS-10)上,N2保护条件下利用注射器抽取10 mL,接种至100 mL厌氧瓶内,以去离子无氧水定容至50 mL. ③ 置于恒温培养箱(HZQ-X160)内振荡培养,定时取样检测. ④取样: N2保护下,利用无菌注射器抽取液体样品,利用微滤膜(0.45 μm)过滤待测. 以Agilent 1100高效液相色谱仪(波长282 nm的紫外荧光器,ZORBAXSB-C18反相色谱柱)检测液相2,4,6-TCP、 2,4-DCP、 4-CP和苯酚浓度,流动相为甲醇水溶液,体积比为甲醇 ∶水(含1%醋酸)=80 ∶20,温度为25℃,流动速率为1mL ·min-1,检出限0.1mg ·L-1,加标回收率>98%. 采用Cervantes等[21]描述的方法于450 nm波长处用UNICO 1200 型分光光度计测定其还原态AH2QDS 的吸光度. 采用ICS-1000离子色谱测定液相总Fe(Ⅱ)浓度,样品量50 μL,分离柱IonPac CS5A+CG5A,流速1.2mL ·min-1,柱后与PAR反应(530 nm). 采用Multi N/C UV HS 型TOC仪(NDIR检测器)测定样品中的总有机碳(TOC),样品量500 μL,检测限0.05mg ·L-1.

  1.4 主要试剂

  蒽醌-2,7-双磺酸钠,分析纯,购于东京化成工业株式会社; 2,4,6-三氯苯酚、 2,4-二氯苯酚、 4-氯苯酚、 柠檬酸铁等其他药剂均为分析纯,购于国药集团化学试剂有限公司; 高纯氮气购于上海南汇化工轻工有限公司.

  2 结果与讨论

  2.1 污泥厌氧降解2,4,6-TCP特性

  驯化初期,2,4,6-TCP需30 d实现初始性降解,驯化至90 d时,2,4,6-TCP 24 h内转化率达到100%,此时认为污泥驯化完成. 9个月的实验中,100%转化2,4,6-TCP一般耗时为9-24 h. 厌氧条件下,大多数氯酚都可通过还原脱氯过程逐步脱氯,降低毒性. 已有研究显示[22],2,4,6-TCP厌氧脱氯的中间产物可能有2,4-DCP、 4-氯酚、 苯酚,苯酚开环转化为苯甲酸进而通过厌氧产甲烷作用生成CH4和CO2. 本研究中,产物经HPLC检测有2,4-DCP、 4-CP、 苯酚,有少量CH4和CO2产生(未做准确测定),2,4,6-TCP降解曲线及中间产物变化见图 1. 其中,初始浓度为66 μmol ·L-1的2,4,6-TCP 24 h内转化率为100%. 2,4-DCP浓度较低,多批次的实验中2,4-DCP浓度一般在0-4.22 μmol ·L-1,4-CP会逐渐累积,少量转化为苯酚. 9个月多批次实验中,2,4,6-TCP始终未实现最终性降解,终产物为4-CP和少量苯酚,这与相关研究相符[19, 22, 23, 24, 25, 26, 27],TOC在这一过程中降解率较低(<20%),可见,单独厌氧降解可实现快速脱氯,但难以实现2,4,6-TCP及有机物的的彻底矿化. 与已有研究相比(见表 1),驯化污泥具有快速转化2,4,6-TCP的能力,这说明通过本实验的驯化方法可富集大量厌氧脱氯细菌. 厌氧降解残留物主要包含4-CP、 苯酚和有机物,通过好氧污泥(未驯化)处理后,残留的4-CP(反应初始浓度33 μmol ·L-1)2 h后无检出,6 h TOC去除率>90%,无酚类物质和苯系物检出. 因此,加速2,4,6-TCP的厌氧脱氯是实现其彻底矿化的关键,深入研究厌氧脱氯的影响因素和相关机制具有重要的意义.

  图 1 污泥厌氧/好氧降解2,4,6-三氯酚及中间产物变化

 

  表 1 驯化的厌氧污泥或富集培养物降解

  根据Lffler等[28]的理论,乳酸钠为氯代有机物提供电子,通过微生物的呼吸链传递给氯代有机物使其还原脱氯,这一过程产生的能量被微生物转化为ATP. 根据空间位阻效应理论,2,4,6-TCP先是逐个脱去邻位的氯,然后再脱去对位氯. 而本体系中,在降解初始4-CP浓度即增加,2,4-DCP一直有检出,但浓度一直很低,且未发现累积过程,推断存在2,4,6-TCP同时脱去两个邻位的氯的途经[29]. 同时,本实验中,2,4-DCP在体系中的出现说明存在2,4,6-TCP经由2,4-DCP中间体进而脱氯生成4-CP这一途径. 上述两种途径可能同时发生,因此推测转化途径见图 2.

  图 2 2,4,6-三氯酚厌氧/好氧降解途径及电子数变化

  2.2 污泥对中间产物的降解

  研究中以乳酸钠为电子供体,接种驯化污泥,分别添加2,4,6-TCP及其厌氧降解的中间产物2,4-DCP、 4-CP和苯酚及基本营养物质,于100 mL厌氧瓶内进行间歇培养实验(具体方法见1.3节),考察各中间产物的降解特性. 结果发现,33 h驯化污泥对含邻位氯氯酚(2,4,6-TCP、 2,4-DCP,初始浓度为84.1 μmol ·L-1、 45.3 μmol ·L-1)的初始性降解为100%,产物主要为4-CP(图 3); 对位氯酚(4-CP,初始浓度为45.7 μmol ·L-1)降解率为22%,产物为少量苯酚; 而苯酚(初始浓度68.4 μmol ·L-1)基本未降解.

  图 3 驯化污泥对中间代谢产物的降解

  Mohn等[30]发现对位氯在厌氧环境难以脱氯,4-CP分子结构的稳定性使得在酶作用下氯原子难以被亲核取代. 当邻位和对位或间位共存时,邻位优先脱氯,因为该路径具有较小的氧化还原电势. 本研究中仅添加4-CP,无竞争存在,电子供体充足,无产物抑制,说明驯化污泥的对位氯降解功能有限,具有明显的底物专一性. Li等[23]的研究显示,一些脱氯菌的种属对含对位氯的氯酚的降解止步于4-CP. 根据不同氯取代位置,厌氧脱氯一般需要不同的菌群或催化酶. Kim等[31]发现,降解2,4,6-TCP的Pseudomonas solanacearum TCP114和降解4-CP的Pseudomonas testosteroni CPW301不仅有严格的底物专一性,且2,4,6-TCP对4-CP降解菌产生毒性,两类细菌难以共存. 因此,本研究的驯化污泥以脱邻位氯降解菌为优势,尽管驯化过程4-CP一直存在,但未富集出降解4-CP的优势种群. 苯酚在本体系几乎不降解,分析也是上述原因. 这一结果有重要的意义,在2,4,6-TCP的厌氧降解中,4-CP和苯酚的最终性转化成为限制步骤. 因此,探明2,4,6-TCP和4-CP降解菌的生态关系、 强化微生物脱对位氯功能,是今后的研究重点.

  2.3 电子介体影响

  在已分离出的厌氧脱氯菌中发现很多种属被证实在脱氯呼吸时伴随三价铁[Fe(Ⅲ)]的还原,一些电子介体显著影响脱氯代谢[29]. 这类微生物分布广泛,在不同的科、 属中均有发现,是生态环境中重要的微生物群体. 其功能多样,除Fe(Ⅲ),可将电子传递给不同的电子受体(如腐殖质). 研究中采用间歇实验,以乳酸钠为电子供体,以Fe(Ⅲ)(柠檬酸三铁)和腐殖质模式物蒽醌-2,7-双磺酸钠(2,7-AQDS)作为电子介体考察二者对驯化污泥降解2,4,6-TCP的影响(具体方法见1.3节),另分别以Fe(Ⅲ)和AQDS为唯一电子受体考察未经驯化的污泥和驯化污泥对二者的还原能力,结果如下.

  2.3.1 Fe(Ⅲ)

  由图 4可见,同对照组(未经驯化的接种污泥)相比,驯化的污泥可快速将Fe(Ⅲ)还原为Fe(Ⅱ),这说明污泥富集了一定数量的铁还原菌. 由图 5可见,随Fe(Ⅲ)浓度的增加,2,4,6-TCP的降解速率逐渐加快,Fe(Ⅲ)浓度为1 mmol时即可明显强化2,4,6-TCP的降解,浓度为10 mmol ·L-1时,24 h实现100%转化,与对照样相比缩短了9 h. Fe(Ⅲ)一方面可作为酶的激活剂促进代谢速率,另一方面可在一些微生物的作用下,作为呼吸链的电子受体接受降解有机物释放的电子[32],再将电子传递给氯酚,加速脱氯过程中的电子传递. 铁元素并未被微生物同化,这一过程发生在细胞外,因此其机制与“脱氯呼吸”不同,这种代谢方式又称”胞外呼吸”. 能够进行上述方式进行呼吸代谢的微生物称异化铁还原菌. 驯化污泥不仅可以还原脱氯,还具有还原Fe(Ⅲ)的功能,且Fe(Ⅲ)的存在强化了系统的脱氯,因此驯化污泥中应富集了异化铁还原菌的相关种属. 当含氯有机物存在时,Fe(Ⅲ)起到电子转运的功能. 而提高Fe(Ⅲ)的电子转运效率是强化还原脱氯的关键之一,因此深入研究异化铁还原菌及在污泥中的地位、 功能对强化还原脱氯有重要的意义.

  图 4 驯化污泥还原Fe(Ⅲ)

  图 5 Fe(Ⅲ)对驯化污泥降解2,4,6-三氯酚影响

  2.3.2 AQDS

  由图 6可见,乳酸钠为电子供体AQDS为唯一电子受体时,驯化污泥可快速将AQDS还原为AH2QDS,24 h的还原率均可达到80%以上,而未经驯化的污泥AQDS还原能力有限,还原率均不到30%. 这进一步说明污泥中富集了一定数量的异化铁还原微生物,并通过胞外电子传递的方式,以乳酸钠为电子供体将电子传递给氧化态的AQDS,生成还原态的AH2QDS. 完成电子传递的是AQDS分子内的醌基,醌基接受氢后转化为氢醌,因此这一过程又称醌呼吸,醌呼吸是异化铁还原菌代谢特性之一. 而同时添加AQDS和2,4,6-TCP时发现,AQDS明显加快了2,4,6-TCP的脱氯,24 h降解率为90.4%,而对照样为69.1%,见图 7(10 mmol ·L-1、 5 mmol ·L-1 2,7-AQDS对HPCL出峰有干扰,数据未列出). AQDS不仅可在厌氧环境中充当有机物矿化的电子受体,而且可在异化铁还原菌和可还原态物质(重金属、 有机污染物、 染料等)之间充当电子穿梭体,促进这些物质的还原[33, 34]. 本研究进一步证明,AQDS可强化2,4,6-TCP还原脱氯,其原理可能是AQDS的介导作用加速了电子在微生物和有机氯之间的传递,目前尚无明确的结论,需进一步研究.

  图 6 驯化污泥还原转化AQDS

  图 7 AQDS对驯化污泥降解2,4,6-三氯酚影响

  驯化污泥可在不同的条件下由不同的脱氯机制主导,其中,一些微生物通过还原脱氯酶进行脱氯呼吸作用; 异化铁还原菌在无电子介体时,进行直接脱氯作用. 当有电子介体时,则通过电子介体的介导作用,实现有机氯的还原. 电子介体为Fe(Ⅲ)时,部分微生物则同步进行异化铁还原脱氯,为AQDS时,则进行醌呼吸脱氯,其本质均为胞外呼吸电子传递的代谢作用,且脱氯作用在电子介体的作用下得到强化,其电子传递途径为: 有机物→异化铁还原菌→电子介体→有机氯,污泥的脱氯途径见图 8. 因此,深入研究微生物之间相互联系、 相互促进及介导机制等是今后亟待解决的问题.具体参见 污水处理技术资料或污水技术资料更多相关技术文档。

  图 8 驯化污泥还原脱氯途径

  3 结论

  (1)厌氧条件下,以乳酸钠为电子供体,2,4,6-TCP为电子受体驯化活性污泥,可实现2,4,6-TCP快速初始性降解,9-24 h内40-80 μmol ·L-1 TCP可100%转化,中间产物有2,4-DCP,终产物主要为4-CP及苯酚.

  (2)驯化污泥以脱邻位氯降解菌为优势种群,可同时脱除2,4,6-TCP和2,4-DCP的邻位氯,单独降解4-CP和苯酚时,代谢速率慢,转化率低,具有明显的底物专一性.

  (3)驯化污泥降解2,4,6-TCP残留物经好氧污泥处理可实现快速彻底矿化,好氧条件下,残留的4-CP(33 μmol ·L-1)2 h实现100%去除.

  (4)驯化污泥可将Fe(Ⅲ)还原为Fe(Ⅱ),并具有较强的腐殖质(AQDS)还原能力,说明驯化污泥富集了异化铁还原菌.

  (5)电子介体Fe(Ⅲ)和AQDS可强化2,4,6-TCP转化速率,在电子介体的介导作用下,厌氧污泥可同时进行胞外呼吸实现脱氯.(来源及作者:上海师范大学生命与环境科学学院 宋佳秀 李玲 盛凡凡 郭翠香 张永明 李祖元 王天丽 )

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