生物活性炭工藝對二氯乙腈生成勢去除機理

顏 勇，譚怡雯，林 濤

(1.江蘇長江水務(wù)股份有限公司，江蘇揚州 225009；2.河海大學(xué)環(huán)境學(xué)院，江蘇南京 210098)

為保障飲用水水質(zhì)以實現(xiàn)飲用水安全，出廠前必須進行消毒以滅活水中的微生物。因為其成本較低、工藝成熟且消毒效果令人滿意，給水廠消毒形式普遍采用氯化消毒，但隨之而來的是各類消毒副產(chǎn)物。1974年和1976年研究發(fā)現(xiàn)氯化消毒后會形成三鹵甲烷(THM)[1-2]，隨后在20世紀(jì)90年代，又發(fā)現(xiàn)了致突變、致畸和致癌作用更強的鹵乙酸(HAA)[3]。近來，種類更多、毒性更大的含氮消毒副產(chǎn)物(nitrogenous disinfection by-products，N-DBPs)逐漸被研究發(fā)現(xiàn)[4]。

在飲用水中經(jīng)常被檢測到的一種重要N-DBPs是鹵代乙腈(HANs)，鹵代乙腈易溶解于水，并通過飲用水進入人體。在加氯消毒后的自來水中，以二氯乙腈(DCAN)的檢出率和濃度最高。在多個美國飲用水處理廠出水中，DCAN中位數(shù)高于4 μg/L[5]。在韓國的一些水廠出水中，DCAN經(jīng)常被報道超過40 μg/L[6]。而根據(jù)世界衛(wèi)生組織，DCAN的臨時指導(dǎo)值為20 μg/L，美國環(huán)境保護局給出DCAN的終生非癌癥參考劑量為8 μg/(kg·d)。相比于THMs和HAAs，DCAN及其他HANs具有更強的細胞毒性和基因毒性，除“三致”作用外，還會嚴(yán)重降低細胞密度，更會造成DNA損壞[7]。

一般來說，常規(guī)水處理過程對N-DBPs前體物去除率并不高[8-10]，在20%到40%左右，這是因為常規(guī)水處理工藝對溶解性有機氮(DON)的去除率不高，而N-DBPs的前體物是DON的重要組成部分。而深度處理工藝被普遍認為是一種有效的去除DBPs前體物的一種工藝[11-12]。

本研究以太湖水源為依托，以蘇州A水廠為研究對象，依據(jù)生物活性炭濾池前后的水質(zhì)特點，結(jié)合分子量分布研究活性炭對DCAN的去除效果和DCAN生成勢的去除規(guī)律和機理，為強化水廠對DCAN的控制提供理論支持。其中活性炭濾池有兩種，一種是使用2年的A活性炭濾池(以下簡稱A炭池)，另一種是使用4年的B活性炭濾池(以下簡稱B炭池)。

1 材料與方法

1.1 試驗水樣

選取以太湖貢湖灣為水源地的A水廠為試驗基地，水樣為該水廠的過程水。原水水質(zhì)基本符合Ⅲ～Ⅳ類水體標(biāo)準(zhǔn)。A水廠所用混凝劑為聚合硫酸鋁，投加量為60 mg/L。臭氧投加量為1 mg/L，炭濾池顆?；钚蕴繉痈?.5 m，反沖洗周期為11 d。水樣采用1 L的棕色廣口瓶取得，為去除顆粒物對檢測結(jié)果的干擾，用0.45 μm的水性微濾膜過濾，濾后水保存在4 °C的環(huán)境中備用。

1.2 測定指標(biāo)與方法

在檢測指標(biāo)時，按照同樣條件測定三次，最后結(jié)果取平均值。

1.2.1 二氯乙腈生成勢

DCAN生成勢測定采用充分氯化的方法[13]。氯化前，首先將水樣通過0.45 μm的水性微濾膜過濾。消毒劑采用次氯酸鈉溶液(氯濃度=20 000 mg/L)，有效氯投加量如式(1)。

C=3C1+7.6C2+10

(1)

其中：C—Cl2投加量，mg/L；

C1—DOC，mg C/L；

C2—NH3濃度，mg N/L。

加氯后充分混合，用NaHCO3緩沖液將溶液調(diào)節(jié)至pH值=7，在20 ℃避光保存24 h，隨后加入抗壞血酸(2 mmol/L)脫去水樣中的余氯，并用0.1 mol/L HCl和NaOH將水樣pH值調(diào)節(jié)到4～6，保證DCAN穩(wěn)定不易水解。隨后取水樣100 mL加入10 g無水硫酸鈉，液液萃取法富集水樣中的DCAN，萃取劑為甲基叔丁基醚。DCAN檢測采用Varian CP3800氣相色譜-電子捕獲檢測器(GC-ECD)，DB WAX色譜柱(30 m×0.32 mm×0.25 μm)，初始爐溫40 ℃，保持5 min，30 ℃/min速率升溫至190 ℃，保持4 min；ECD檢測器溫度為300 °C；進樣口溫度為250 ℃；分流比為2，載氣為氮氣，流速為2 mL/min。使用該種檢測方法，檢測限低至0.1 μg/L，精度為0.01 μg/L。

1.2.2 DON

CDON=C3-C4-C5-C6

(2)

其中：CDON—DON濃度，mg/L；

C3—TDN濃度，mg/L；

1.2.3 游離氨基酸、氨基糖、多糖和蛋白質(zhì)

采用氣質(zhì)聯(lián)用法檢測水中20種基本氨基酸和氨基糖，無需柱前衍生。水樣過0.45 μm的水性微濾膜過濾后取600 μL，加入600 μL乙腈渦旋混勻，13 200 r/min離心5 min，取1 000 μL上清液進樣檢測。

色譜條件為：BEH Amide色譜柱(100 mm×2.1 mm×0.5 μm)，柱溫為50 ℃，進樣量1 μL，流動相A為Milli-Q級水(0.1%甲酸)，流動相B為乙腈(5 mmol/L乙酸銨、0.1%甲酸)。各氨基酸和氨基糖檢測限在1 ng/L左右，回收率在92%～110%，線性關(guān)系和檢測精度好。

多糖和蛋白質(zhì)檢測分別采用苯酚-硫酸法[14]和改良的Lowry方法[15]。

1.2.4 高通量宏基因組微生物測序

對生物活性炭池中的微生物采用高通量宏基因組微生物測序進行研究，取生物活性炭池表層下10～15 cm下的活性炭50 mg，加入適量的1×細胞培養(yǎng)添加劑(PBS)溶液強烈震蕩，取適量上清液12 000 r/min離心2 min,留取沉淀物進行提取。DNA提取采用OMEGA試劑盒E.Z.N.ATMMag-Bind Soil DNA Kit(D5625-01)，然后進行兩輪PCR擴增后，對回收的DNA精確定量，上機測序濃度為20 pmol，在MiSeq測序系統(tǒng)進行檢測。

在對微生物進行測序時，覆蓋率是指測序產(chǎn)出的數(shù)據(jù)覆蓋到目標(biāo)基因組上的比例，香農(nóng)指數(shù)和辛普森指數(shù)分別通過個體的不確定性和隨機兩個個體不同種來反映測量群落的異質(zhì)性，這兩個指數(shù)越高，生物多樣性越高。兩個指數(shù)的計算如式(3)和式(4)。

(3)

(4)

其中：H—香農(nóng)指數(shù)；

D—辛普森指數(shù)；

S—種數(shù)；

Pi—群落中第i種的個體比例，如第i種個體數(shù)目為ni，總個體數(shù)為N，則Pi=ni/N。

1.2.5 活性炭吸附值、生物量和生物活性的檢測

從炭池取10 g活性炭經(jīng)過充分滅菌后分別與標(biāo)準(zhǔn)濃度的碘溶液和亞甲藍溶液混合，待吸附完全后，測定剩余溶液的濃度從而計算吸附值。生物膜的生物量以細胞中三磷酸腺苷(ATP)含量計。ATP檢測采用BacTiter-GloTM微生物細胞活性檢測試劑盒(Promega, USA)。生物活性是以生物量呼吸潛力為特征測量的，采用Urfer等[16]提出的的BRP(biomass respiration potential)法。

2 結(jié)果與討論

2.1 生物活性炭工藝對二氯乙腈生成勢的去除

為探究BAC工藝的去除效果，在2017年6月～12月對臭氧后出水、A炭池和B炭池出水進行DCAN生成勢檢測，結(jié)果如圖1所示?？傮w上來看，無論是A或B炭池，出水中DCAN生成勢夏季要高于冬季。DCAN的前體物主要是溶解性有機氮(DON)，而太湖存在著富營養(yǎng)化和藍藻的問題，在夏季藻類繁殖，產(chǎn)生大量的代謝產(chǎn)物，導(dǎo)致了較高的DON和DCAN生成勢。

圖1 臭氧氧化后A與B炭池出水中的二氯乙腈生成勢Fig.1 DCAN FP in Effluent of Ozonation from A and B BAC Filters

A炭池對DCAN生成勢的去除率為29.28%～46.06%，平均去除率35.85%，然而，B炭池對DCAN生成勢的去除效能明顯低于A炭池，在個別取樣時間幾乎沒有去除效果，B炭池對DCAN生成勢的去除率為2.35%～25.25%，平均去除率僅為14.22%。原水中DCAN生成勢在8.44～9.47 μg/L，常規(guī)水處理工藝對DCAN生成勢去除率為19.78%，臭氧工藝結(jié)合A炭池總的DCAN去除率平均為40.56%，臭氧工藝結(jié)合B炭池則平均為18.93%。

圖2 不同分子量對DCAN生成勢的貢獻Fig.2 Contribution of Different Molecular Weights Related to DCAN Forming Potential

對A與B炭池出水進行篩分，然后檢測DCAN生成勢，結(jié)果如圖2所示。臭氧氧化主要去除了DCAN前體物中分子量大于10 kDa的物質(zhì)，去除率為37.8%，而A炭池大大降低了DCAN前體物的數(shù)量(去除率為44.2%)，尤其是分子量小于 1 kDa的前體物的數(shù)量(去除率為52.4%)。而在B炭池出水中，分子量大于 10 kDa的DCAN前體物的數(shù)量不僅沒有減少，反而從1.49 μg/L升高到了1.96 μg/L，表明B炭池產(chǎn)生了一些大分子的DCAN前體物。此外，分子量小于1 kDa的DCAN前體物降低也非常有限(0.74 μg/L)。

2.2 A與B炭池出水差異原因分析

為明確活性炭物理和生物作用對DCAN前體物去除的影響，從炭池中取5 L活性炭，使用疊氮化鈉滅活微生物并充分反沖洗后，采用小試裝置模擬炭池的實際運行工況，另取5 L活性炭做對比試驗，結(jié)果如表1所示。A池炭對DCAN前體物的物理吸附效果整體上要比B池炭好，將去除的DCAN生成勢進行換算，其中A池滅活炭能夠比B池滅活炭多吸附1.96 μg/kg的DCAN生成勢， A池生物活性炭比B的多吸附6.0 μg/kg。DOC也是同樣，但DON去除效果相差不大。另外，值得注意的是，無論是A池滅活炭還是B池滅活炭對DCAN前體物的物理吸附量均高于其對應(yīng)生物活性炭的去除量，可能是B池炭上的微生物產(chǎn)生了一定數(shù)量的DCAN前體物。

表1 滅活炭和生物活性炭對DCAN生成勢、DOC和DON的去除Tab.1 Removal of DCAN Forming Potential, DOC and DON by Inactivated Carbon and Biological Activated Carbon.

為研究A與B池炭具體物理吸附性能的區(qū)別，取活性炭樣品并送樣檢測，結(jié)果如表2所示。B池炭的比表面積、碘值和亞甲基藍值分別為A池炭的72%、74%和75%，表明B池炭的吸附效能確實比A池炭要差。炭濾池在運行過程中，有效粒徑經(jīng)過多次反沖洗有一定的磨損，比表面積下降，孔隙變大，因此B池炭的孔容積增加了?；钚蕴靠紫吨袝酱罅康挠袡C物，同時微生物的數(shù)量也逐漸增多，反沖洗并不能完全將這些物質(zhì)從活性炭孔隙中洗脫出來，因而隨著炭濾池使用時間的延長，污染物逐漸在活性炭孔隙中累積，導(dǎo)致吸附性能的下降。

微生物在活性炭濾池中起到極為重要的作用。微生物在吸收同化有機物的同時，會釋放出一部分溶解性微生物產(chǎn)物(SMPs)，而SMPs中含有豐富的氮元素，是一類重要的N-DBPs前體物。本研究選取典型SMPs作為考察對象，測定了A與B炭池進出水中的變化情況，選取的SMPs包括20種α-氨基酸(游離態(tài))、氨基糖、蛋白質(zhì)和多糖，測定結(jié)果如表3所示，水樣中共檢測出7種氨基酸。

表2 A與B池炭性能對比Tab.2 Comparison between A and B Activated Carbon

表3 A與B炭池出水中的典型SMPs含量Tab.3 Typical SMPs Content in A and B Carbon Pools

注：表中末二列單位均為μg/L；表中未提及的氨基酸為所有水樣均未檢出；ND-未檢測到;a-為牛血清蛋白所生成，μg/mg；NA-未有數(shù)據(jù);表中各類SMPs的DCAN產(chǎn)率由試驗獲得

生物活性炭工藝對7種氨基酸均有一定的去除效果，但B炭池出水中谷氨酸和酪氨酸的濃度出現(xiàn)了升高現(xiàn)象。A炭池和B炭池出水中的氨基糖濃度分別升高了0.053 μmol/L和0.217 μmol/L，蛋白質(zhì)濃度分別升高了0.6 mg/L和1.4 mg/L。相反地，A炭池和B炭池出水中多糖含量分別下降了1.05 mg/L和0.64 mg/L?？傮w而言，B炭池對氨基酸和多糖的去除效果要低于A炭池，且B池炭上的微生物能夠產(chǎn)生更多的氨基糖和蛋白質(zhì)，都是典型的N-DBPs前體物[17]，B炭池去除DCAN前體物效能的下降可能與這些物質(zhì)的變化有關(guān)。A炭池對SMPs中的DCAN前體物的凈去除量為-0.15 μg/L，B炭池對SMPs中DCAN前體物的凈去除量為-1.60 μg/L。因此，A和B炭池對SMPs不同的代謝特性是B炭池去除DCAN前體物效能下降的重要原因。

為了進一步明確A、B池炭對SMPs代謝特性存在差異的原因，考察生物活性炭上微生物的生長與分布情況。本研究中采用ATP含量表征活性炭樣品上的總生物量[18]，耗氧速率(oxygen uptake rate，OUR)表征生物活性[19]，兩者的比值可以用來表征單位生物量的耗氧速率，反應(yīng)微生物的生物代謝強度。如圖3和表4所示，在反沖洗前，B池炭上的生物量為704 ng ATP/(g活性炭)，遠高于A池炭，反沖洗后B池炭仍高于A池炭，因此B炭池炭床中可能會產(chǎn)生更多的SMPs。不論是反沖洗前還是反沖洗后，B池炭上生物膜的OUR/ATP值均低于A池炭，即B炭池單位生物量的代謝能力低于A炭池。這說明，盡管運行時間的延長能夠使B池炭上附著更多的微生物，但微生物的生物代謝強度會隨之下降，反而會帶來SMPs濃度升高、炭床污染等副作用，造成有機物去除能力的下降。

圖3 A、B炭池中活性炭的ATP和OURFig.3 ATP and OUR of Activated Carbon in A and B Carbon Pools

A炭池B炭池反沖洗前4.56×10-33.14×10-3反沖洗后4.80×10-33.79×10-3

對A池炭和B池炭上的微生物進行高通量測序分析，以此得到活性炭上微生物的種群分布情況。圖4顯示了A池炭和B池炭上微生物在屬級別的種群分布，與A池炭相比，B池炭生物膜中鞘氨醇單胞菌屬(Sphingomonas)的豐度顯著降低(從20.3%降低至1.2%)。鞘氨醇單胞菌屬屬于變形菌綱，革蘭氏陰性，專性需氧[20]，能夠代謝戊糖、己糖和二糖等，并轉(zhuǎn)變?yōu)樗?。除此之外，鞘氨醇單胞菌屬能廣泛代謝芳香化合物[21]。在上面的研究中發(fā)現(xiàn)，B池炭對多糖和某些芳香族氨基酸(如酪氨酸和苯丙氨酸)的去除能力低于A池炭，這非常可能與B池炭上鞘氨醇單胞菌屬的豐度降低有關(guān)。另外，B池炭上甲基微球菌屬(Methylomicrobium)比A池炭上高5%，這種菌屬屬于甲烷氧化細菌，在氧化過程中會產(chǎn)生氨基酸或己糖、酮糖[22]，是DCAN的前體物，因此也可能是兩種活性炭代謝不同的原因。

圖4 A、B活性炭中微生物種群分類Fig.4 Classification of Microbial Populations in A and B Activated Carbon

如表5所示，本研究中，對A池炭和B池炭上微生物的高通量測序分析共得到136 609個DNA基因序列，其中A池炭62 905個，B池炭73 704個。B池炭上微生物的物種多樣性更加豐富，但A池炭上微生物種群分布更加均勻。Wittebolle等[23]和Han等[24]的研究表明，微生物種群的均勻度越高，則該微生物種群越穩(wěn)定，對有機物的代謝能力也越強。B池炭對有機物的生物代謝強度比A池炭差，部分原因可能是A池炭上微生物種群的均勻度更高。

表5 A、B活性炭上微生物群落的多樣性和均一性Tab.5 Diversity and Homogeneity of Microbial Communities in A and B Activated Carbon

3 結(jié)論

(1)水廠處理過程中，常規(guī)水處理工藝對DCAN生成勢去除率為19.78%，A炭池對DCAN生成勢去除效果較好，平均為35.85%，然而B炭池僅14.22%，差異較大。

(2)B炭池對DCAN前體物去除效果比A炭池差，部分原因是B池炭物理吸附性能的下降，但是B池炭上的微生物不但對DCAN生成勢沒有去除，反而產(chǎn)生了一定數(shù)量的DCAN前體物，因此更為重要的是微生物在活性炭池中的作用。

(3)B炭池炭床上生物膜的生物活性高，對有機物的代謝能力略高于A炭池，但同時生物量也高于A炭池，因此產(chǎn)生更多氨基酸、氨基糖、多糖和蛋白質(zhì)，A炭池和B炭池對SMPs不同的代謝特性是B炭池去除DCAN生成勢效能下降的重要原因。

(4)B炭池對有機物的生物代謝強度比A炭池差，原因可能是B池炭生物膜中鞘氨醇單胞菌屬(Sphingomonas)的豐度顯著低于A池炭或甲基微球菌屬(Methylomicrobium)的豐度高于A池炭；也可能是B池炭上微生物種群均勻度低于A池炭。