-
自2006年全面实施农村安全供水建设以来，我国农村供水安全问题得到了极大改善。但由于管理不到位、水源污染等原因，农村饮用水水质合格率低等问题依然突出，其中水质超标的指标多为浊度等感官性状指标以及总大肠菌群和菌落总数等微生物指标[1-3]。
农村供水管理环节薄弱，可以选择简单实用且易于管理的饮用水处理工艺。炭砂双层滤池是一种深度处理工艺，可去除水源水中的微污染物，应对农村水源水污染问题；其处理效果好且工艺简单，成本低[4]，能实现全自动化管理，适宜农村供水。炭砂滤池能去除绝大部分浊度和氨氮，对有机物去除效果优于普通砂滤池，其去除效果有时可达到40%~50%[5-6]；对消毒副产物生成势也有一定的去除效果[7]。炭砂滤池也可以用来代替活性炭滤池，利用增加的砂垫层截留细菌[8]和无脊椎动物[9]，从而提高活性炭滤池出水生物安全性。生物粗滤池结构简单、不易堵塞，被视为混凝-沉淀工艺的替代工艺[10]，且与混凝沉淀相比，粗滤无须添加药剂，运行管理简单。粗滤池可作为炭砂滤池的预处理工艺，延长炭砂滤池的使用寿命，提高其出水水质。此外，农村水处理多采用介质过滤工艺，很容易改造成炭砂滤池，其在农村具有较广阔的应用前景。
本研究以粗滤池代替混凝沉淀作为炭砂滤池的前处理工艺，考察炭砂滤池对农村饮用水常见超标项——浊度以及细菌总数的去除效果，并通过模拟实验考察了其对大肠杆菌的去除效果，以期为评价炭砂滤池出水安全性提供参考。
-
炭砂滤池实验装置如图1所示。炭砂滤池由2根直径10 cm的有机玻璃柱组成，采用双层滤料结构，上层填充1.5 mm柱状颗粒活性炭，填充高度为60 cm；下层填充0.5~1 mm石英砂，填充高度为40 cm。炭砂滤池设计为下向流，运行流速为80 L·h−1(即10 m·h−1)，停留时间约为6 min。炭砂滤池采用自来水反洗，反洗水量为6~7 L·min−1(即12~15 L·(m2·s)−1)，反冲周期参照活性炭滤池，约为2周左右。原水为中国科学院城市环境研究所园区景观河河水，炭砂滤池进水为粗滤池出水，水质见表1。运行期间水温为16~21 ℃。
-
实验采用便携式浊度仪(Thermo，Orion AQ 4500，美国)测定浊度。细菌总数和大肠杆菌的测定方法参照《生活饮用水标准检验方法 微生物指标》(GB/T 5750.12-2006)。所用微生物培养基都购自青岛海博生物技术有限公司。浊度及细菌总数去除率的计算方法见式(1)。
式中：Q为去除率；C0为进水中的浓度，NTU或CFU·mL−1；CT为出水中的浓度，NTU或CFU·mL−1。
-
实验微生物为大肠杆菌(CMCC 44103)，购自广东省微生物菌种保藏中心，菌株保存在−80 ℃冰箱。使用前，从冰箱取出菌种，用LB肉汤活化过夜，培养条件为37 ℃，180 r·min−1。活化后，取1 mL菌液接入新鲜培养液中，培养24 h左右。7 800 r·min−1条件下离心(HERMLE，Z 326 K，德国)5 min，收集菌体，用无菌生理盐水重悬至浓度约为1×109 CFU·mL−1，作为储备菌液。
将大肠杆菌储备菌液用蠕动泵加入粗滤池出水中，使得炭砂滤池进水中大肠杆菌浓度约为1×103 CFU·mL−1，2 h后开始采集进出水样品，之后每个滤柱每隔1~2 h各采集1次样品，共采集4~5次，样品总数为8~10 个。样品采集后放置在4 ℃冰箱保存，用于后续检测。大肠杆菌对数去除率的计算方法见式(2)。
式中：R为大肠杆菌对数去除率；N0和Nt分别为进水和出水中大肠杆菌数量，CFU·mL−1。
-
实验考察了炭砂滤池对浊度的去除效果。如图2所示，炭砂滤池的待滤水(粗滤池出水)浊度较低(1~4 NTU)，出水浊度为0.7~2.2 NTU。滤池对颗粒物的去除效果受进水中悬浮物浓度、粒径大小以及沉淀特性等因素影响。根据报道[6, 11-12]，以沉淀池出水为待滤水时，炭砂滤池出水平均浊度小于0.3 NTU，浊度去除率为60%~95%。本实验中滤池的出水浊度较文献报道偏高，可能是因为水源水水质不同(进水未经混凝或絮凝处理，低浊水等)造成的。
当以地表水或浅井水为水源时，农村水厂进水浊度易受暴雨等条件影响，从而出现短期的高浊度进水。粗滤池由于填充粗颗粒介质，对高浊原水的浊度去除效果很好，却也很难将浊度控制在较低水平。而炭砂滤池虽然对低浊水去除作用不是特别理想，但在进水浊度较高时，其浊度去除率可能会有较大提升，并在控制工艺出水浊度方面起屏障作用。
-
本研究还考察了炭层和砂层对浊度去除的贡献度(图3)。进水流经炭层后，16.5%的浊度被去除，流经砂层后，浊度去除率增加至27.6%。以炭层出水为进水，砂层的平均浊度去除率为13.5%，在控制出水浊度方面起到了重要作用。刘阳等[13]对比了单层活性炭滤池和双层炭砂滤池对浊度的去除效果，结果表明，与单层活性炭滤池相比，炭砂滤池出水浊度降低了20%。
-
生物滤池可以通过吸附和物理截留作用去除进水中的病原菌等微生物。农村地区水源水易受人畜及野生动物粪便污染，且保护力度不够，大肠菌群数量超标较为常见。而饮用水中病原微生物的存在会提高饮用水的生物风险，危害人们身体健康。因此，本实验以大肠杆菌为考察对象，研究了炭砂滤池对大肠菌群的去除效果，结果如图4所示。
在10 m·h−1条件下，炭砂滤池对大肠杆菌的去除效果波动范围较大，最低对数去除率仅为0.19，而最高对数去除率高达1.09，平均对数去除率为0.37。而在滤速为5 m·h−1条件下，炭砂滤池对大肠杆菌的对数去除率为0.35~1.33，平均对数去除率为0.79。本实验中滤池对大肠杆菌的去除效果虽然波动较大，但极差值仍小于1，波动范围与已有研究[14-15]相近。滤池对大肠杆菌的去除率随着滤速的降低而增大。增大流速会降低滤池对细菌的吸附能力，也可能会使已截留的细菌重悬，导致出水细菌数量增加，细菌去除率降低。LI等[14]的研究结果也表明，流速大小会影响滤池对大肠菌群的去除效果。
截留或吸附在滤层内部的大肠杆菌可在滤池中积累，甚至在生物膜中存活下来，在后续运行时逐渐释放到出水中[15-16]。因此，虽然炭砂滤池对大肠杆菌去除效果较好，但截留在滤层内或生长在滤料生物膜内的大肠杆菌也可能会成为滤后水微生物风险来源。
-
砂层不仅在出水浊度保障方面起重要作用，而且对大肠杆菌去除效果明显(图5)。在10 m·h−1时，炭层对大肠杆菌的平均对数去除率为0.21，经砂层过滤后，大肠杆菌对数去除率提高了0.19。1 cm高度炭层对大肠杆菌的对数去除率为3.5×10−3，低于1 cm高度砂层对数去除率4.8×10−3。在5 m·h−1时，约86%的大肠杆菌去除率是由炭层完成的(炭层的对数去除率为0.80，砂层仅为0.13)，1 cm高度炭层和砂层对大肠杆菌的对数去除率分别为1.3×10−2和3.3×10−3。
当接触时间足够长时(5 m·h−1)，炭层截留的大肠杆菌数量远超砂层，且1 cm高度炭层的对数去除率是砂层的4倍左右。其原因可能是细菌截留主要是发生在滤层上部，中下层进水细菌浓度下降，对大肠杆菌的截留率也较低[15]。但当滤速较高时，炭层去除率显著降低，砂层对降低出水大肠杆菌数量起到了重要作用。
与砂层相比，炭层对大肠杆菌的去除率受滤速的影响更大。这可能是因为当滤速提高时，炭层不仅对细菌“胶体颗粒”的截留率会降低，而且对微生物的吸附能力也大大降低，而吸附是粒径较大的活性炭滤料除菌的重要机理。而砂层填料粒径更小，对细菌的物理截留作用强于炭层，受接触时间的影响相对较小。
-
炭砂滤池对细菌总数的去除效果如图6所示。可以看出，炭砂滤池对细菌总数的去除基本没有作用，反而会经常出现细菌数量放大的情况。在反冲洗后采样检测，发现出水细菌数量依然可能大于进水细菌数。滤池进水中有一定水平的可生物利用有机物，可支持微生物在滤池内生长繁殖，使得滤池填料表面形成生物膜。活性炭滤料是适合微生物挂膜生长的载体，生物量大，生物膜老化脱落进入出水使得出水细菌数量增大。虽然砂层可以截留部分细菌，但炭砂滤池仍然可能会出现出水细菌数量多于进水的情况[4]。已有研究结果[17-18]也表明，炭砂滤池在挂膜成熟后会出现微生物泄露现象。但也有研究[8]表明，在滤速为8 m·h−1，反冲周期为48 h条件下运行时，炭砂滤池对细菌总数的去除率约为60%，且不会引起出水细菌数量的增加。因此，关于炭砂滤池对细菌总数的去除特性仍须进一步研究。
不同于砂滤池能有效控制出水微生物数量，炭砂滤池出水细菌数量可能会增大，具有一定的微生物风险。炭砂滤池后的消毒工艺必须行之有效。但在农村供水工程中，消毒一直是薄弱环节，常因消毒失败而导致微生物超标。因此，若采用炭砂过滤器，操作简单、易于管理的紫外线消毒器可能更为适宜。
-
1)以粗滤为前处理工艺，炭砂滤池出水浊度为0.7~2.2 NTU，浊度去除率不高。炭砂滤池浊度处理虽达不到预期效果，但当农村水厂进水浊度较高、粗滤处理后不能达标时，其对出水浊度的控制尤为重要。
2)砂滤池对大肠杆菌去除效果较好，在实验滤速下对大肠杆菌对数去除率为0.19~1.33。但炭砂滤池出水可能会出现细菌数量放大的现象，具有一定的微生物风险。
3)炭砂滤池在农村水处理中具有良好的应用前景。为保障出水微生物安全性，炭砂滤池后必须接消毒工艺，且应重视消毒效果，以确保消毒工艺行之有效。
炭砂滤池对农村饮用水中浊度及细菌的去除效果
Removal effect of turbidity and bacteria in rural drinking water by GAC-sand filter
-
摘要: 粗滤-炭砂过滤是简单实用的农村水处理工艺。通过中试装置，检测了滤池对浊度、细菌总数和大肠杆菌的去除效果，研究了炭砂滤池出水安全性。结果表明：炭砂滤池能进一步降低粗滤池出水浊度，并将其控制在0.7~2.2 NTU；砂层作为保证出水浊度的屏障，其浊度去除率在炭层基础上可再增加11.1%；炭砂滤池对大肠杆菌的平均去除率随着滤速的降低而增大，且该差异主要是由炭层贡献的；当滤速为5 m·h−1时，炭砂滤池对大肠杆菌平均对数去除率为0.79；但滤池运行过程中会产生微生物泄露的现象，对细菌总数基本无去除作用。因此，为保障出水的微生物安全性，炭砂滤工艺后须增加行之有效的消毒工艺。Abstract: Roughing filtration-GAC-sand filtration is a simple and practical rural drinking water treatment process. The removal effects of turbidity, total bacteria count and Escherichia coli were tested for the pilot-scale unit, and effluent safety of -GAC-sand filter was studied. Results indicated GAC-sand filter could further reduce the effluent turbidity of roughing filter to around 0.7~2.2 NTU. As a barrier for ensuring effluent turbidity, the turbidity removal efficiency of sand layer increased by 11.1% compared with that of the GAC layer. The average removal efficiency of Escherichia coli by GAC-sand filter increased with the decrease of filtration rate, which was dominated by GAC layer. The average log removal rate of Escherichia coli was 0.79 for GAC-sand filter at filtration rate of 5 m·h−1. However, microbial leakage phenomenon occurred during GAC-sand filter running, which had almost no removal effect for total bacterial counts. Thus, effective disinfection treatment should be added and guaranteed after GAC-sand filter to ensure the microbial safety of drinking water.
-
Key words:
- GAC-sand filtration /
- turbidity /
- total bacterial count /
- Escherichia coli /
- rural water supply
-
石油烃 (PHC)是目前环境中广泛存在的有机污染物，是多种烃类 (正烷烃、支链烷烃、环烷烃、芳烃)和少量其他有机物的混合物[1-2]。PHC进入土壤后，不仅会破坏土壤结构，影响其通气性，而且石油烃进入食物链后会对人体产生不可逆性的致癌、致畸、致突变的三致作用[2]。因此，如何经济、快速、有效地去除土壤中的石油污染物成为研究的重点[3]。微生物修复技术因成本低、环境友好等优势成为目前处理处置PHC污染土壤的热点方法[4-5]。
PHC微生物修复技术是以PHC作为底物，利用微生物活动过程中发生的一系列生化反应所进行的代谢降解[6-7]。微生物修复技术在降解有害物质过程中不会破坏动植物生长的土壤环境，并且可以有效地去除土壤中的有机污染物[8]。该技术根据反应过程中是否需氧气可分为好氧修复和缺氧修复[9]。由于缺氧条件下 PHC降解速率比好氧条件下的低 (1-2个数量级)，目前利用微生物降解PHC的现场和室内研究多集中在好氧条件下[10-11]。在好氧条件下土著微生物利用氧气作为电子受体降解环境中的污染物，能够在较短的时间内达到较高的去除效率 [12]。
然而由于地下储油罐或输油管线的渗泄漏、土壤表层污染物的向下迁移等，存在着大量被PHC污染的深层土壤[12]。土壤中氧气浓度会随土壤深度的增加而降低，即使深层土壤中存在一定量的氧气也会很快被微生物好氧呼吸消耗殆尽。因此PHC污染的深层土壤往往处于缺氧条件[13]。与好氧微生物降解不同，缺氧微生物降解过程中不需要补充氧气/空气，且能够适应复杂的环境条件，并且修复成本相对较低[14]。因此，PHC的缺氧微生物降解具有明显优势。尽管如此，目前PHC缺氧微生物降解规律尚不清楚。本研究以PHC污染的深层土壤为对象，探索不同种类和质量分数的电子受体对土壤中土著微生物丰度、群落结构以及PHC缺氧降解的影响规律。研究结果可为深层PHC污染土壤修复技术的研发提供技术支持。
1. 材料与方法
1.1 实验材料
实验所用土壤来自华北地区某加油站地下深度2~5 m处。采集来的土壤样品现场过2 mm 筛并充分混合后装于自封袋中，保存于盛有冰袋的保温箱中快速运回实验室，采用四分法混匀备用。本研究所用土壤样品理化性质：pH为8.41；含水率为2.23%；TOC为1.44%；总铁为2.16%；硝酸根、硫酸根离子质量分数分别为36.60、133.42 mg·kg−1；土壤中黏土61.91%，粉土37.98%，砂土0.11%。实验所用硝酸钠 (NaNO3)、无水硫酸钠 (Na2SO4)均为分析纯；正己烷 (C6H14)、二氯甲烷 (CH2Cl2)均为色谱纯；高纯氮气 (N2，99.999%)；石油烃 (C10~C40)标准溶液 (1 mg∙L−1，美国AccuStandard公司)。
本研究土壤中PHC质量分数见表1。由于原土中C31~C40组分质量分数低 (仅占C10~C40的1.6%)，在后续实验结果中对此组分不做进一步讨论。本研究主要探讨碳链长度为C1 (C10~C16)、C2 (C17~C23)、C3 (C24~C30)组分的降解规律。本研究原土中石油烃污染物以C2组分为主，其次为C1组分，C3组分占比最少。与原土 (YT)相比，灭菌土 (YTS)中C1组分的损失率最大 (35.36%)，其次是C2组分 (33.65%)，C3组分损失率最小 (17.33%)。
表 1 土壤中PHC质量分数Table 1. Mass fraction of PHC in soil组名 碳原子数 原土PHC质量分数/ (mg·kg−1) 各PHC组分占原土中PHC质量分数的比例/% 灭菌土PHC质量分数/ (mg·kg−1) 各PHC组分占灭菌土中PHC质量分数的比例/% C1 C10~C16 184.68±5.21 20.72 119.37±1.52 19.86 C2 C17~C23 626.99±14.69 70.36 416.02±6.55 69.21 C3 C24~C30 79.51±2.53 8.92 65.73±2.84 10.93 C4 C31~C40 14.53±2.08 — 13.25±1.97 — ΣPHC C10~C30 891.18±23.86 — 601.12±13.25 — | Show Table
DownLoad:
CSV
1.2 电子受体对深层土壤中PHC缺氧微生物降解影响
本实验以PHC污染的深层土壤为对象，考察不同质量分数 (500、1 500、5 000 mg·kg−1)的硫酸盐、硝酸盐电子受体或混合电子受体对PHC缺氧降解的影响。将15g PHC污染土壤置于50 mL血清瓶中，依次加入6 mL去离子水、硝酸盐、硫酸盐溶液或硝酸盐硫酸盐混合溶液，保持水土比为0.4∶1，土壤中电子受体质量分数为0、500、1 500、5 000 mg·kg−1。将电子受体处理组记作LS、MS、HS、LN、MN、HN、HNS。其中L、M、N代表电子受体质量分数，分别为500、1 500、5 000 mg·kg−1；S、N、NS代表电子受体种类，分别为硫酸盐、硝酸盐、硫酸盐硝酸盐混合电子受体。另设置未添加电子受体的灭菌处理 (MJ)和未灭菌 (CK)处理作为对照。所有添加电子受体和未添加电子受体的处理组均重复9次 (共计9个血清瓶)。待土壤样品准备完成后，将配有专用铝盖的血清瓶转移到密闭手套箱中完成缺氧处理后密封[14]。操作步骤：在保证手套箱密闭的情况下，启动真空泵将手套箱内部空气抽出，待压力表指针示数稳定在0.1 MPa以下时，关闭真空泵并维持手套箱内真空状态30 min后再向箱体内缓缓充入高纯氮气，待压力表指针示数略高于大气压时，停止充入氮气并维持手套箱内充满氮气状态30 min。重复上述过程3次后，在缺氧手套箱内将血清瓶压上铝盖后转移至30 ℃恒温培养箱中避光培养。本研究中去离子水、电子受体溶液以及土壤样品灭菌处理操作参照文献报道方法进行[15]。在缺氧培养30、90、150 d后进行破坏性取样 (每次随机取出3个血清瓶)并做好时间标记。所有灭菌和未灭菌处理组在30、90、150 d检测土壤中PHC质量分数，未灭菌处理组在30、90、150 d测试微生物指标。
1.3 PHC的提取与测定
土壤中PHC的提取采用超声萃取法[16]。称取2 g干燥土壤样品放入40 mL聚四氟乙烯管中，分别加入正己烷和二氯甲烷各20 mL的混合溶剂进行超声萃取30 min，高速 (5 000 r·min−1)离心10 min，此过程重复3次。将离心所得上清液过滤后通过旋转蒸发仪和氮吹仪浓缩至1 mL，转移至2 ml棕色玻璃瓶。采用气相色谱仪 (GC，Agilent 7890B型)进行PHC的浓度测定，利用外标法峰面积进行定量分析。气相色谱柱型号为HP-5MS (30 m×0.25 mm×0.25 μm)。测定条件：进样口温度300 ℃，不分流进样，进样量1.0 μL；柱箱初始温度为50 ℃，保持2 min，以40 ℃·min−1升至230 ℃，再以20 ℃·min−1升至320 ℃，保持20 min；气体流量为高纯氮气1.5 mL·min−1，氢气30 mL·min−1，空气300 mL·min−1。
1.4 微生物指标分析方法
土壤DNA采用MOBIO Power Soil DNA Isolation Kit试剂盒提取，细菌丰度的测定采用实时定量PCR扩增技术[17]。以16S rDNA作为靶基因对细菌丰度进行检测。细菌引物为338F (5'-ACTCCTACGGGAGGCAGCAG-3')和806R (5'-GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3')，片段大小为420。反应条件为：95 ℃预变性3 min，95 ℃变性30 s，58 ℃退火30 s，72 ℃延伸1 min，35个循环。完成上述操作后，将待测样品放在荧光定量PCR仪中进行反应，实时定量PCR扩增效率为92.20%。
微生物群落结构分析测试参照FREY等[18]的方法，使用Fastp软件对原始测序序列进行质控，采用Flash软件进行拼接 (最小重叠长度为10 bp，重叠区允许的最大错配比为0.2)。使用UPARSE软件在97%的相似度对序列进行OTU聚类分析。采用RDP classifier分类器对每条序列进行物种分类注释，比对Silva 16S rRNA数据库进行物种注释分析 (比对阈值为80%)，统计各样品的细菌群落组成。
2. 结果与讨论
2.1 电子受体对土壤中细菌丰度和群落结构的影响
不同种类和质量分数的电子受体对土壤中细菌丰度的影响随时间变化规律如图1所示。PHC污染原土 (YT)中细菌基因拷贝数lg值为6.28 g−1，经过30、90、150 d缺氧培养后，对照组 (CK)土壤中细菌基因总量分别增加了0.10、0.21、0.30 g−1 (图1)。表明在不加入电子受体进行缺氧培养的情况下，土壤中的细菌丰度随着培养时间的增加有所增长，但增长速度缓慢。添加不同种类和质量分数的电子受体缺氧培养150 d后，土壤中细菌基因总量与对照组 (CK)相比增加了0.38~0.70个数量级，表明缺氧条件下加入电子受体促进了土壤中细菌丰度增长 (图1)。土壤中加入不同种类和质量分数的电子受体缺氧培养30、90、150 d后，土壤中细菌总量与第0 d (YT)相比分别增加了0.12~0.39、0.30~0.49、0.67~1.00个数量级，表明添加电子受体后，土壤中细菌丰度随着培养时间的增加而增长 (p<0.05)。
图 1 不同电子受体条件下土壤中细菌丰度变化Figure 1. Variation of bacterial abundance in soil under different electron acceptor conditions土壤中加入不同种类和质量分数电子受体缺氧培养150 d后，硫酸盐处理组LS、MS、HS土壤中细菌基因总量与对照组 (CK)相比增加了0.38、0.57、0.58个数量级；硝酸盐处理组LN、MN、HN土壤中细菌基因总量与对照组 (CK)相比增加了0.47、0.57、0.70个量级；混合电子受体组HNS土壤中细菌基因总量与对照组 (CK)相比增加了0.60个数量级 (图1)。总的来看，PHC污染土壤中添加电子受体种类相同时，细菌丰度随电子受体质量分数的增加而增加；添加电子受体质量分数相同时，细菌丰度从高到底排序为硝酸盐处理组>混合电子受体处理组>硫酸盐处理组。
添加不同种类和质量分数电子受体的土壤微生物在门水平上的群落结构及其变化如图2所示。与原土 (YT)中的优势菌种主要为变形菌门 (Proteobacteria, 35.59%)、放线菌门 (Actinobacteria, 31.80%)和厚壁菌门 (Firmicutes, 24.69%)。向PHC污染土壤中加入不同种类和质量分数的电子受体缺氧培养30、90 d和150 d后，与相同培养时间的对照组 (CK)土壤中细菌群落结构相比，经过30、90、150 d缺氧培养的电子受体处理组土壤中放线菌门的相对丰度均有所降低，厚壁菌门的相对丰度均有所增加 (150 d的HS处理组除外)，变形菌门相对丰度无明显变化。对土壤中原土 (YT)和经过150 d缺氧培养的对照组 (CK)、电子受体处理组门水平细菌群落结构进行主坐标分析 (Principal Co-ordinates Analysis, PCoA)(图3)。结果表明，原土 (YT)与对照组 (CK)、电子受体处理组之间土壤中细菌群落结构组成在门水平存在明显差异；而对照组 (CK)和电子受体处理组之间土壤中细菌群落结构组成在门水平相似 (图3)。
图 2 不同电子受体条件下土壤中细菌群落结构变化 (门水平)Figure 2. Changes of bacterial community structure in soil under different electron acceptor conditions (phylum level)
图 3 不同电子受体条件下土壤中细菌群落结构的PCoA分析 (门水平)Figure 3. PCoA analysis of bacterial community structure in soil under different electron acceptor conditions(phylum level)缺氧条件下PHC降解菌主要属于变形菌门(Proteobacteria)和厚壁菌门(Firmicutes)[19-20]。本研究中，缺氧培养150 d后对照组 (CK)中 Proteobacteria和Firmicute基因拷贝数总量lg值为6.42g−1，与第0 d相比分别增加了0.36个数量级。缺氧培养150 d后硫酸盐处理组 (LS、MS、HS)和硝酸盐处理组 (LN、MN、HN)土壤中Firmicutes和Proteobacteria的总数量lgN较对照组 (CK)分别增加了0.39、0.53、0.58个数量级和0.47、0.58、0.70个数量级；HNS处理土壤中Firmicutes和Proteobacteria的总数量lgN较对照组 (CK)分别增加了0.60个数量级。结果表明，当土壤中加入电子受体种类相同时，土壤中PHC潜在降解菌随着电子受体的质量分数增加而增加；加入的电子受体质量分数相同时，土壤中PHC潜在降解菌丰度从高到低分别为硝酸盐、混合电子受体、硫酸盐。
2.2 电子受体对土壤中ΣPHC缺氧降解的影响
缺氧培养150 d后，灭菌处理 (MJ)和未灭菌处理 (CK)土壤中ΣPHC和C1、C2、C3降解率变化如图4所示。在灭菌处理中，ΣPHC和C1、C2、C3降解率均未超过8.85%，未明显观察到PHC的去除 (p<0.05)；而未灭菌处理中，ΣPHC和C1、C2、C3组分有较好的去除效果 (p<0.05)(图4)，降解率与原土 (YT)相比增加了11.25%~18.48%，表明PHC在缺氧培养150 d内发生了生物降解。有机污染场地土壤中往往存在着潜在降解菌[20]。本研究原土 (YT)中潜在降解菌 (Proteobacteria和Firmicute)基因拷贝数lg值为6.06 g−1。此外，硝酸盐和硫酸盐可作为缺氧条件下有机污染物微生物降解的电子受体[21]。本研究土壤中硝酸盐、硫酸盐的质量分数分别为36.60 mg·kg−1和133.42 mg·kg−1。由于所用土壤存在潜在降解菌和电子受体，缺氧培养150 d的对照处理组中发生了PHC缺氧降解。
图 4 不同电子受体条件下土壤中ΣPHC和C1、C2、C3残留率变化Figure 4. Changes in residual rates of ΣPHC and C1, C2, C3 in soil under different electron acceptor conditions如图4所示，添加不同种类和质量分数的电子受体缺氧培养150 d后，土壤中ΣPHC和C1、C2、C3组分降解率与CK相比分别增加了3.91%~21.50%和0.76%~29.67%、4.44%~19.01%、7.00%~22.14%，明显促进了PHC的缺氧降解 (p<0.05)。从图1和图2中可以看出向PHC污染深层土壤中加入硫酸盐、硝酸盐溶液缺氧培养150 d后，土壤中潜在降解菌总数量lgN与CK相比增加了0.39~0.58、0.47~0.70个数量级，促进了土壤中土著微生物的生长，土壤中PHC潜在降解菌随着电子受体的质量分数增加而增加。进一步探究土壤中PHC降解率与微生物之间的关系，发现ΣPHC和C1、C2、C3组分的降解率均随土壤中细菌丰度和潜在PHC降解菌丰度增加而增加，PHC降解率与土壤中细菌丰度/潜在PHC降解菌丰度存在正相关关系 (图5)。
图 5 不同电子受体条件下土壤中细菌、潜在PHC降解菌丰度与ΣPHC、C1、C2和C3组分降解率关系Figure 5. Relationship between abundance of bacteria and potential PHC-degrading bacteria in soil under different electron acceptor conditions and biodegradation rates of ΣPHC, C1, C2 and C3 components本研究中，缺氧培养150 d后硫酸盐处理组 (LS、MS、HS)和硝酸盐处理组 (LN、MN、HN)土壤中ΣPHC组分降解率较CK分别增加了3.91%、7.61%、13.89%和7.13%、11.28%、21.50%，使C1-C3组分降解率较CK分别增加了0.76%~7.00% (LS)、6.27%~c13.46% (MS)、11.59%~19.53% (HS)和4.56%~7.41% (LN)、13.68%~13.92% (MN)、19.01%~29.67% (LN)(图4)；HNS处理土壤中ΣPHC和C1、C2、C3组分的降解率较CK分别增加了11.59%和21.69%、14.19%、20.55% (图4)。此结果表明，添加相同种类的电子受体促进了土壤中ΣPHC和C1、C2、C3组分的缺氧生物降解，降解率随着电子受体的质量分数增加而增加；添加质量分数相同的不同种类电子受体土壤中ΣPHC和C1、C2、C3组分的降解率由高到低分别为硝酸盐、混合电子受体、硫酸盐。
虽然添加不同种类和质量分数的电子受体明显促进了PHC的降解 (图4)，但所有处理中ΣPHC和C1、C2、C3组分在30 d内快速降解；而随着时间的推移 (培养90 d后)，各处理组中PHC的降解速率都明显减慢或停止 (图5)。由于有机污染物进入土壤后往往会经历一个较长时间的“老化”过程，往往以“快”、“慢”、“极慢”等解吸组分形式存在[22-25]。污染物的“快”解吸组分易于生物利用，“慢”和“极慢”等解吸组分不易被生物利用，难以进一步去除[26-28]。因此，在培养前期易被生物利用的PHC可能已经被生物降解去除，致使培养的后期阶段 (如培养90 d后)PHC的降解速率均明显减慢或停止。
如图4(b)~图4(d)所示，添加不同种类和质量分数的电子受体缺氧培养150 d后，土壤中C1和C2、C3组分缺氧降解率均在HN处理组最高 (降解率为40.92%和37.48%、34.87%)，HS处理组最低 (降解率为30.78%和30.07%、31.70%)，HNS处理组介于二者之间 (降解率为32.94%和32.67%、33.28%)。由此可以观察到在所有5 000 mg·kg−1处理中，随着碳数的增加，PHC去除率降低，各组分PHC降解率为C1>C2>C3。这表明土壤中添加不同组分PHC的缺氧降解效果与其碳链长度成反比。C1组分具有高挥发性和较低的分子量，且疏水性弱、易被生物利用[29]，其降解率甚至达到30.78%~40.92% (图4)。随着C2、C3组分碳链长度增加，分子量逐渐增大，物质结构更加稳定，其生物有效性也更低，难以被生物利用[30]，其降解率为30.07%~37.48%、31.70%~34.87%。此外，土壤中C1组分在培养30 d后残留率迅速降低，随着时间的推移趋于稳定或停止；C2、C3组分在培养30 d后降解速率显著降低但未停止，随着时间的推移 (90 d)后趋于稳定或停止 (图4)。这可能是由于土壤中C1组分生物有效性更高更易被生物利用；而C2、C3组分生物因其有效性低而难以被微生物降解去除，导致其降解速率减慢。
3. 结论
1)向PHC污染的深层土壤中加入的电子受体种类相同时，土壤中细菌丰度、潜在PHC降解菌丰度随电子受体的质量分数增加而增加，ΣPHC和C1、C2、C3组分的降解率也随加入电子受体的质量分数增加而增加。
2)向PHC污染深层土壤中加入相同质量分数的不同种类电子受体时，土壤中细菌丰度和PHC潜在降解菌丰度从高到低分别为硝酸盐、混合电子受体、硫酸盐。ΣPHC和C1、C2、C3组分降解率为硝酸盐处理>混合电子受体处理>硫酸盐处理。
3)土壤中ΣPHC和C1、C2、C3组分的降解率随着土壤中细菌丰度、潜在PHC降解菌丰度的增加而增加，PHC的降解率与土壤中细菌丰度/潜在PHC降解菌丰度存在正相关关系。
-
图 4 10 m·h−1和5 m·h−1条件下炭砂滤池对大肠杆菌的去除效果
Figure 4. E.coli removal efficiencies by GAC-sand filter at 10 m·h−1 and 5 m·h−1
图 6 炭砂滤池对细菌总数的去除效果
Figure 6. Total bacteria count removal efficiency by GAC-sand filter
表 1 原水和炭砂滤池进水水质
Table 1. Water quality of raw water and influent of GAC-sand filter
水样 浊度/NTU 氨氮/(mg·L−1) 总有机碳/(mg·L−1) 细菌总数/(CFU·mL−1) 原水 3.1~7.7 0.1~1.0 3.6~5.0 900~2 400 粗滤池出水 0.7~3.2 0.1~0.6 3.6~4.7 500~1 500
下载: 导出CSV
-
[1] 杨越, 杨天琳, 王学军, 等. 2008—2017年武威市农村生活饮用水水质监测分析[J]. 疾病预防控制通报, 2018, 33(5): 72-75. [2] 孙熙珍, 王宝强, 杨培军, 等. 2016年定西市生活饮用水水质卫生监测分析[J]. 疾病预防控制通报, 2018, 33(4): 68-71. [3] 王龄庆, 王金玉, 李盛, 等. 2016年兰州市农村环境卫生状况调查[J]. 疾病预防控制通报, 2017, 32(6): 70-73. [4] 冯硕. 炭砂滤池的构建技术、处理效果和工艺特性研究[D]. 北京: 清华大学, 2012. [5] TAN W C, WANG T, WANG Y B, et al. Experimental study on GAC-sand filter for advanced treatment in drinking water[J]. Advanced Materials Research, 2013, 726-731: 3044-3047. doi: 10.4028/www.scientific.net/AMR.726-731.3044 [6] 刘清华, 丁卫, 陈丽珠, 等. 炭砂滤池与砂滤池在水厂实际运行过程中的比较研究[J]. 城镇供水, 2015(2): 74-76. doi: 10.3969/j.issn.1002-8420.2015.02.020 [7] MOHAMED M A, HASSAN A H, EL MESSIRY M A, et al. Removal of trihalomethanes by dual filtering media (GAC-sand) at El-Manshia water purification plant[J]. Journal of the Egyptian Public Health Association, 2006, 81(3/4): 241-258. [8] 田家宇, 陈伟雄, 王威, 等. 滤料粒径对生物活性滤池除污染效能的影响[J]. 工业水处理, 2007, 27(11): 15-18. doi: 10.11894/1005-829x.2007.27(11).15 [9] 尹文超, 张金松, 刘丽君, 等. 砂垫层控制活性炭滤池无脊椎动物穿透研究[J]. 哈尔滨工业大学学报, 2013, 45(2): 41-46. doi: 10.11918/j.issn.0367-6234.2013.02.008 [10] OKAMOTO T, OGURA K, KOBAYASHI Y, et al. Development of biological roughing filter as an alternative to coagulation-sedimentation process[C]//International Water Association. Proceedings of the Progress in Slow Sand and Alternative Biofiltration Processes: Further Developments and Applications, 2014: 465-472. [11] 何嘉莉, 张晓娜, 陈丽珠, 等. 炭砂滤池长期运行效果研究[J]. 给水排水, 2017, 53(2): 18-20. doi: 10.3969/j.issn.1002-8471.2017.02.004 [12] 张硕, 王如华, 蔡报祥. 处理沉后水的炭砂滤池优化研究[J]. 环境科技, 2015, 28(6): 48-52. doi: 10.3969/j.issn.1674-4829.2015.06.011 [13] 刘阳, 张燕. 活性炭柱中砂垫层在微污染水源水处理工艺中的应用[J]. 环境工程学报, 2012, 6(11): 3822-3826. [14] LI Y, YU J J, LIU Z G, et al. Estimation and modeling of direct rapid sand filtration for total fecal coliform removal from secondary clarifier effluents[J]. Water Science & Technology, 2012, 65(9): 1615-1623. [15] 刘丽君, 李拓, 张金松. 生物活性炭对典型水媒病原菌的去除作用及其迁移特征[J]. 净水技术, 2019, 38(2): 36-41. [16] LI J, MCLELLAN S, OGAWA S. Accumulation and fate of green fluorescent labeled Escherichia coli in laboratory-scale drinking water biofilters[J]. Water Research, 2006, 40(16): 3023-3028. doi: 10.1016/j.watres.2006.06.029 [17] 黄孟斌, 王长平, 邵志昌, 等. 村镇水厂工艺升级改造及运行效果[J]. 水处理技术, 2018, 44(9): 40-426. [18] 邵志昌, 王长平, 黄孟斌, 等. 老旧水厂深度处理改造工程实践[J]. 中国给水排水, 2018, 34(2): 81-85. -
点击查看大图
计量
- 文章访问数: 5473
- HTML全文浏览数: 5473
- PDF下载数: 58
- 施引文献: 0
