兩種生物電化學系統原位緩解人工濕地生物堵塞效果

李志偉 林莉莉 劉泳宏 張 波 魯 汭 吳振斌 肖恩榮

(1.中國科學院水生生物研究所淡水生態與生物技術國家重點實驗室, 武漢 430072; 2.中國科學院大學, 北京 100049;3.東華理工大學水資源與環境工程學院, 南昌 330013; 4.中國地質大學(武漢)環境學院, 武漢 430074)

人工濕地(Constructed Wetland, CW)堵塞具有普遍性, 即使采用相關預處理措施, 仍無法避免由微生物分泌過量胞外聚合物(Extracellular Polymeric Substances, EPS)引起的生物堵塞[1,2]。目前人工濕地生物堵塞的原位緩解技術有基質翻新、停床輪休[3]和內部曝氣[4]等物理方法, 溶脫劑、氧化劑和抑菌劑等化學方法[5,6], 利用蚯蚓、水解酶和生物表面活性劑等生物方法[7—9]及生物電化學方法[1,10—12]等。物理法成本高; 化學藥劑易殘留, 易損害系統;生物藥劑投加頻繁, 費用高; 相對而言, 生物電化學法成本低、易于操作, 具有較好的應用潛力, 成為原位緩解生物堵塞的研究熱點。

人工濕地生物電化學法是利用人工濕地垂直方向存在的天然氧化還原梯度來構建陰極和陽極并形成電流, 在電場作用下降解生物堵塞物EPS, 實現堵塞的原位緩解。早在2016, Corbella等[10]就通過人工濕地發生堵塞時對微生物燃料電池輸出電壓的影響來判斷堵塞的嚴重程度。近年來一些研究者發現, 嵌入電極形成的人工濕地-微生物燃料電池(Constructed Wetland-Microbial Fuel Cell, CWMFC)、人工濕地-微生物電解池(Constructed Wetland-Microbial Electrolytic Cell, CW-MEC)等生物電化學系統(Bio-electrochemical Systems, BES)中基質填料間殘留物EPS的累積量更少, 有延緩生物堵塞的作用[11,12]。相對而言, MEC系統因外加電源, 比MFC系統有更高的電流, 往往具有更好的EPS降解效果[11]。但是, 過高的電流會抑制原有功能微生物的生長富集, 也會對濕地植物的生長造成脅迫[13]。因此, CW-MEC和CW-MFC這兩種BES到底哪種具有更好的生物堵塞緩解效果還需要明確。此外, 由于微生物分泌的EPS是一個隨著菌群代謝歷經生長、衰落、死亡的周而復始的過程, 導致生物堵塞也隨之呈現動態變化。到底在生物堵塞形成和發展的哪個階段進行BES干預才能達到更好的效果也需要弄清楚。所以, 本研究分別采用CW-MEC、CW-MFC這兩種生物電化學系統, 比較和探究它們在生物堵塞形成前后的原位緩解效果和相關機理,以期為人工濕地生物堵塞有效防治提供參考和借鑒。

1 材料與方法

1.1 實驗裝置

實驗設計垂直流人工濕地裝置共6套, 依次為耦合微生物燃料電池組(CW-MFC)、耦合微生物電解池組(CW-MEC)和開路對照組(CW), 每組均設置兩個平行。每套裝置主體為直徑D=200 mm, 高度H=800 mm的PVC管(圖1), 從底部往上依次埋設4層填料層: 100 mm厚、粒徑1—2 mm的石英砂層;200 mm厚、粒徑3—4 mm的顆粒活性炭陽極層, 其中嵌入半徑為80 mm、有效面積為0.2 m2的圓筒狀石墨氈(北京晶龍特碳石墨廠, 厚度10 mm)作為電流收集器; 390 mm厚、粒徑1—2 mm石英砂層; 10 mm厚, 內、外直徑分別為80和180 mm, 有效面積為0.02 m2的圓環狀石墨氈陰極層。頂部種植長勢良好、根系生長較佳、株長相同的紅花美人蕉。CWMFC組陽極和陰極分別通過直徑1 mm的鈦絲與可變電阻箱(R=1000 Ω)及電壓采集器(上海繼升電器有限公司, R6010/U)相連; CW-MEC組的陽極與陰極分別通過直徑1 mm的鈦絲與恒壓直流電源(龍威電源有限公司, PS305DM)的正極和負極連接, 電壓恒定為10 V。

圖1 實驗裝置圖Fig.1 Experimental setup

基質和電極填料裝填前均反復沖洗。其中石墨氈和活性炭電極填料使用前先用自來水沖洗3次,再依次用1 mol/L HCl和1 mol/L NaOH各浸泡2h以改善材料表面的親水性能并去除金屬雜質, 最后用蒸餾水沖洗至中性; 石英砂在使用前用自來水沖洗數次去掉表面的雜質, 并在121℃高溫條件下滅菌30min, 最后用自來水清洗后烘干備用。

微生物接種自武漢市某污水處理廠厭氧活性污泥, 厭氧培養1周后按30%(v/v)與配置的營養液充分混合再加入到上述各裝置中掛膜; 陰極石墨氈裝填之前需在好氧活性污泥中浸泡48h掛膜。整個馴化過程大約持續1個月, 每周更換反應器內接種液,馴化完成后進行正式實驗。整個實驗階段均保持環境溫度25—30℃。

1.2 實驗方法

實驗1——堵塞前干預: 馴化完成后閉合CWMFC和CW-MEC系統的外電路, 在不同的水力停留時間(HRT)下運行60d。采用上行流方式, 通過蠕動泵連續進水1h后停止, 對應流量為110 mL/min; 依次維持HRT為1d(1—15d)、HRT為3d(16—30d)和HRT為1d(31—60d)3個階段。人工配水成分包含C6H12O6、CH3COONa、KNO3、NH4Cl、KH2PO4、NaCl、CaCl2·6H2O、MgSO4·7H2O及微量元素。各階段進水COD(C6H12O6)600 mg/L, N(NH4Cl)15 mg/L。

實驗2——堵塞后修復: 在已形成生物堵塞的CW-MFC和CW-MEC裝置中閉合外電路, 在不同的HRT下運行30d。依次維持HRT為1d(0—15d)和HRT為3d(16—30d)兩個階段, 其他運行條件同實驗1。各系統在正式實驗前在開路狀態下運行6個月,通過高有機負荷進水來加速生物堵塞, 當系統孔隙率、出水速率的降幅均超過10%、且基質生物膜中EPS可檢出后, 視為生物堵塞已形成。前15天, 進水COD和N(KNO3)濃度分別為1000和10 mg/L; 后15天則相應調整為500和30 mg/L。

1.3 測試指標與方法

堵塞程度堵塞程度用孔隙率和出水速率表征。孔隙率采用排水法測定, 將試驗裝置通入自來水, 基質吸水達到飽和后, 量取其充滿水時(水面剛好沒到基質表面)的填料高度H, 測定試驗柱子的內徑為D, 再把水放空, 測得放出水的體積V, 通過公式(1)算出孔隙率P。出水速率采用直接測定系統流出固定出水體積V0, 耗時為t, 根據公式(2)計算出水速率f。

由于平行裝置間存在初始細微孔隙率和出水速率的差異, 為了消除該差異, 本研究統一采用孔隙率變化率(ΔP)、出水速率變化率(Δf)來表征, 即分別以系統的初始值為參照, 計算所測值與初始值之比值, 該比值大于1表示孔隙率(出水速率)增加,反之亦然。

水質指標CODcr采用HJ/T 399—2007《水質化學需氧量的測定快速消解分光光度法》測定;TN采用HJ 636—2012《水質總氮的測定堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法》測定;-N采用HJ 535—2009《水質氨氮的測定納氏試劑分光光度法》測定;-N采用HJ/T 346—2007《水質硝酸鹽氮的測定紫外分光光度法(試行)》測定。

電化學性能電壓通過數據采集器(型號R6016/U/C3, 上海繼升電氣有限公司)每10s自動記錄1次電壓數據。分析數據時取120min內的平均值, 采集精度為10 mV。極化曲線和功率密度曲線使用穩態放電法測定[14], 依次調減外阻(從9000 Ω到10 Ω)并記錄相應的電壓值, 內阻Rint采用極化曲線斜率法計算(極化曲線斜率絕對值和陽極有效面積的比值)。

EPS組分分析基質表面胞外聚合物采用加熱鹽提取法對裝置上、中、下層進行分層提取[15]。根據提取的難易程度將其分為溶解性胞外聚合物(Solubility-EPS, S-EPS)、松散結合性胞外聚合物(Loosely Bound-EPS, LB-EPS)和緊密結合性胞外聚合物(Tightly Bound-EPS, TB-EPS)。ρ[蛋白(Protein,PN)]采用考馬斯亮藍法測定(以牛血清白蛋白作為標準物質); ρ[多糖(Polysaccharide, PS)]采用蒽酮-硫酸法(以葡萄糖作為標準物質) 測定。ρ(EPS)總量近似以ρ(PN)與ρ(PS)之和表示。

數據分析每個實驗組設置2個平行, 每組實驗重復3次, 取數據的均值進行分析。所有數據使用Origin 2019b 整理繪圖, 使用SPSS 22.0 統計軟件中的One-way ANOVA法進行單因素方差分析。

2 結果

2.1 堵塞程度緩解

不同干預時期(前干預、后修復), 兩種電化學系統原位緩解效果(ΔP和Δf)如圖2所示。

圖2 生物堵塞不同干預時期CW-MEC和CW-MFC系統孔隙率(a)和出水速率(b)的變化率Fig.2 Changes in porosity (a) and filtration rate (b) of both CW-MEC and CW-MFC systems at different intervention periods during the bio-clogging formation

在堵塞前干預模式下, CW、CW-MEC和CWMFC三組系統的初始平均孔隙率P分別為(28.03±1.00)%、(28.58±0.80)%和(27.77±0.75)%, 差別不顯著(P＞0.05); 到60d時, 3組的孔隙率變化率ΔP均下降, CW-MFC與CW-MEC的ΔP(0.915)反而比CW組更低(0.956)。反觀出水速率變化率Δf, 在15—30d和45—60d期間呈現出明顯差異, 均表現為CWMFC＞CW＞CW-MEC; 到第60天時,Δf由大到小依次為0.708、0.568和0.522。在堵塞后修復模式下,CW、CW-MEC和CW-MFC三組系統的初始平均孔隙率P分別為(26.73±0.77)%、(26.57±0.89)%和(27.25±0.70)%, 差別不顯著(P＞0.05), 三組ΔP值均呈現出前15天先波動性地緩慢下降(1—0.964), 后15天快速下降(0.964—0.896)的趨勢; 到30d時,ΔP值的大小均表現為CW-MFC (0.921)＞CWMEC(0.905)＞CW(0.896), 這兩種BES都表現出一定程度堵塞緩解。從Δf看, 三組系統差異不顯著(P＞0.05), CW-MEC較CW-MFC變化幅度小, 更為穩定。

可以看出, CW-MFC系統在堵塞前干預模式下有相對好的效果, 盡管孔隙率下降得比對照CW系統更多, 但系統的出水速率沒有受到大的影響; 而當堵塞已經形成后, 其對于維持原來的出水速率幾乎沒有幫助, 但對孔隙率卻有明顯的回升作用。而CW-MEC系統僅在后修復階段表現出明顯的孔隙率回升、堵塞緩解效果。

2.2 凈化效果維持

不同干預時期(前干預和后修復), 兩種電化學系統對污染物(COD、TN、-N和-N)凈化效果如圖3和4所示。

圖3 生物堵塞不同干預時期CW-MEC和CW-MFC系統出水COD (a)、TN (b)Fig.3 COD (a) and TN (b) from effluent of both CW-MEC and CW-MFC systems at different intervention periods during the bio-clogging formation

在堵塞前干預模式下, CW、CW-MEC和CWMFC三組系統在60d內出水COD和TN濃度的差別不顯著(P＞0.05)。各組出水COD值從初始的39.4—49.6 mg/L逐漸上升至185.9—225.0 mg/L, 去除率均由91.4%以上降至63.1%左右; TN去除率則從初始的65%左右先下降至30%左右再上升并穩定在40%左右, 其中氨氮去除率也同步歷經先快速下降后緩慢回升的過程, 在45.1%—84.0%波動。對比三組系統: 前15天(HRT=1d), CW-MFC組表現出更好的COD和TN去除, CW-MEC組的硝氮生成量顯著增高; 16—30d(HRT=3d), CW-MEC組則表現出較好的整體凈化效果, 而CW-MFC組對氨氮的去除更佳;31—60d(HRT=1d), CW-MEC組和CW-MFC組僅能分別維持較好的COD(65%)和TN(55%)的去除效果。

在堵塞后修復模式下, 各組出水COD和TN濃度的變化趨勢一致, COD逐步減少而TN逐步增加。0—15d(HRT=1d), 進水COD值達到1000 mg/L,進水中的氮源從氨氮改變為硝氮, 三組系統的COD去除率均較低, 為35.3%—59.2%; 硝氮去除率達84.3%—90.0%, 幾乎沒有氨氮的積累。16—30d(HRT=3d), 降低進水COD到500 mg/L并延長HRT至3d, 三組系統的COD去除率均回升至75%以上,TN去除率仍可維持在71.5%—90.2%, 而氨氮出現明顯的積累, 最高可達4.51 mg/L。在此模式下,CW-MEC組和CW-MFC組的整體凈化效果均不如CW組。

相對于堵塞前干預, 兩種電化學系統在堵塞后啟用并不能維持堵塞濕地的凈化能力, 而CW系統在堵塞后仍能維持一定的硝氮和COD的去除很可能是因為系統的有機碳充足, 當HRT增加后, 異養反硝化菌有充足的時間和電子供體進行反硝化過程, 所以在20—30d表現出很好的COD(85%)和TN(88%)的去除效果。而CW-MEC和CW-MFC系統則由于電化學造成的陽極更低的氧化還原電位,很可能發生了異化還原成銨(DNRA)的過程, 所以有更明顯的氨氮積累[25]。

2.3 電化學性能比較

CW-MFC系統在生物堵塞前干預和后修復的電壓、功率密度和極化曲線如圖5所示。在堵塞前干預模式下, MFC系統輸出電壓逐漸增大、最大可達416 mV(圖5a), 最大功率密度可達0.968 mV/m2,內阻為291 Ω(圖5b)。對于堵塞后修復, MFC系統最大電壓、最大功率密度和內阻則分別為288 mV、0.238 mV/m2和425 Ω。顯然, 堵塞后進行修復,CW-MFC系統的內阻增加了46%, 產電電壓下降了30%。在MFC系統產電穩定后, 產電電壓信號的變化與生物堵塞程度呈現出一定的相關性, 與Corbella等[10]的結果一致。

圖5 CW-MFC系統在生物堵塞前干預和后修復的電壓變化(a)以及極化曲線(b)Fig.5 Power density (a) and voltage (b) of the CW-MFC System at different intervention periods during the bio-clogging formation

2.4 EPS組分分層解析

采用堵塞前干預模式運行60d, 未能有效檢測出基質附著的EPS含量。而在堵塞后修復模式下,各系統上、中、下層基質填料表面的EPS組成和含量變化如圖6所示。生物堵塞形成后(0), CW、CW-MFC和CW-MEC三組的初始EPS含量在263.9—383.1 mg/kg, 主要以B-EPS的形態存在(LBEPS和TB-EPS之和占T-EPS的98%以上, 其中TBEPS約占55%), S-EPS占比不足2%。EPS主要集中分布在上層(154.0—257.1 mg/kg), 占比達60%以上;其中多糖和蛋白比例(PS/PN)達到35以上。

圖6 堵塞后(第0、第15和第30天)CW-MFC和CW-MEC系統各型態EPS(總量A、溶解性B、松散結合性C、緊密結合性D)組成和含量的垂向變化Fig.6 The EPS [total (A), solubility (B), loosely bound (C), tight bound (D)]composition and content of different vertical substrate layers of both CW-MFC and CW-MEC systems in day 0,15 and 30 after bio-clogging

運行至15d時, CW組的EPS總量增大近一倍(507.5 mg/kg)并轉變為以中層分布為主(占比55.6%), 其中中層TB-PS增量最大, 為228.1 mg/kg,PN含量增大2.6倍, PS/PN降低至30.4。而CW-MFC與CW-MEC組EPS總量顯著減小, 減小量幾乎全部為上層PS貢獻, 分別減少了157.7和115.4 mg/kg,使得上、中層EPS總量的差距縮小, 同時S-EPS含量增大, PN所占比例也增大。

圖4 生物堵塞不同干預時期CW-MEC和CW-MFC系統出水-N(a)、-N(b)Fig.4 -N(a)and -N(b)from effluent of both CW-MEC and CW-MFC systems at different intervention periods during the bioclogging formation

運行30d后, 三組系統的EPS分層分布相似, 皆表現為上層和中層相當且略大于下層, 生物堵塞由上層逐步向下層蔓延并趨于平衡的趨勢。CW組EPS總量從507.5 mg/kg峰值下降了一半, 其中TBEPS由405.2減少至144.2 mg/kg, 變化最大; 主要的貢獻區域為上層與中層, 減少的組分主要為PS; 而下層TB-EPS中的PS和PN含量均增大, 使得PS/PN減小至9.41, 進一步縮小了上中下三層EPS含量差距。CW-MEC組EPS進一步 減少至210 mg/kg, 其中上層和中層的TB-EPS分別減少了40.5和22.3 mg/kg,PS/PN減小至6.70。相對而言, CW-MFC組的EPS總量反而略微增大, 其中LB-EPS由92.37減少至64.9 mg/kg, TB-EPS由102.1增加到141.9 mg/kg; 各層PS含量相對穩定, PN含量則明顯增大, PS/PN降至最低為4.70。

EPS的空間分布顯示CW的上層為生物堵塞的重災區, 且生物堵塞會隨時間逐步向中、下層發展和蔓延。受本實驗中進水C/N的影響, 堵塞的成分以PS為主, 而兩種電化學系統加速降解和利用的也正是上層的TB-EPS中的PS。從EPS減小的總量上看, CW-MEC組較CW-MFC效果更好。

3 討論

生物堵塞物EPS是由微生物的分泌物、脫落的細胞表面物質、細胞自溶物及從環境中吸附的其他物質組成[16], 結構復雜, 含有較多帶電基團。生物電化學系統產生的微弱電場有助于EPS帶電基團的遷移、降解和分散; 同時電刺激能定向選擇微生物群落、加速難降解污染物降解菌的富集[17], 因此可有效減緩生物堵塞形成與發展[18]。從本實驗堵塞形成后的EPS數據來看, 堵塞主要發生在CW系統上層, 隨后蔓延并擴大到中層, 其中多糖占比達90%以上。本實驗系統中有機營養充足, 所以異養微生物代謝旺盛并大量分泌胞外多糖(PS)[19], 而多糖的凝膠化行為使得EPS黏附性更強, 更易形成大分子的絮團, 因而加劇堵塞[20,21]。系統在形成堵塞初期, 上層EPS會阻礙氧氣向下擴散, 并阻礙污染物的內部流動, 影響微生物對污染物吸收及自身代謝;在堵塞完全形成后, 微生物逐步適應堵塞帶來的低氧、物質交換減弱的環境, 因而對污染物的去除影響較小。當降低系統進水負荷后, 外部營養物質難以維持微生物的日常需求; 微生物會轉而利用EPS(尤其是其中的多糖)進行補給, 所以EPS的結構被破壞, 生物堵塞得以緩解。當在生物堵塞形成前進行干預, 一定的電流刺激下, CW-MFC和CW-MEC系統的電活性微生物豐度會逐步增加并形成一定的優勢, 會加速對有機物的利用; 同時部分原有的微生物會將電刺激視作一種脅迫, 會加速新陳代謝,利用更多的污染物并分泌更多的EPS來保護細胞,所以系統孔隙率會出現增加的趨勢, 但出水速率仍可較好地維持, 而且污染物(COD、TN等)去除得到了強化。隨著微生物逐步適應電流環境, BES系統對污染物的強化去除能力不再明顯體現; 但電刺激有助于EPS的分散與降解, 沒有被充分利用的小分子有機物隨出水排出, 造成了BES系統出水有機物含量較高[26]。由于EPS含量的積累不明顯, 所以CW-MFC和CW-MEC系統的強化效果差異不大。當生物堵塞后進行修復, EPS含量已經積累較高, 此時MEC因具備更強的電流, 其對EPS分散和降解得更好的效果就明顯體現出來。CW-MFC和CWMEC系統均加快了B-EPS向S-EPS定向轉化[22,23]。但電流環境的突然介入會導致部分微生物死亡, 其殘體增加了出水污染物濃度[24], 表現為兩BES組污染物的去除效率均降低, 但系統孔隙率逐步回升表明它們對EPS的有效降解。

總體上, 在不同堵塞形成時期采用CW-MFC和CW-MEC這兩種電化學系統進行干預, 均可在一定程度上原位緩解人工濕地生物堵塞。堵塞前干預,MFC系統能很好地維持污染物去除效果并且保持出水速率, 還能回收電能; 堵塞后修復, MEC系統能更有效促進EPS分散以及B-EPS向S-EPS轉化, 并顯著恢復系統孔隙率。后續研究如能利用BES系統培養并富集專性電活性多糖(蛋白)降解菌, 并利用降解后的小分子有機物用于異養反硝化, 將為該技術的實際應用提供更堅實的基礎。