一种以NO3-还原甲烷基质生物膜中六价铬的方法

摘要

本发明涉及复合污染物的生物还原技术，旨在提供一种以NO3‑还原甲烷基质生物膜中六价铬的方法。包括：向无机培养基中添加Na2CrO4和NaNO3，在微氧条件下备用；将模拟废水引入甲烷基质膜生物反应器中，加入CrO42‑和活性污泥后自循环获得菌液；采取连续流方式向反应器引入模拟废水和CH4，分阶段控制进水中NO3‑的浓度；每运行一个阶段，都确保出水中CrO42‑和NO3‑浓度达到稳定状态至少10天。本发明与现有技术相比，其有益效果是：NO3‑的高负荷对Cr(VI)的还原有显着的和不可逆的抑制作用。起初涉及Cr(VI)还原的亚栖热菌属随着NO3‑的引入而下降，在添加NO3‑之后α变形菌富集；而当除去NO3‑时，β变形菌变得重要，表明其可以作为Cr(VI)还原的潜在作用。

权利要求

1.一种以NO3-还原甲烷基质生物膜中六价铬的方法，其特征在于，包括以下步骤：（1）制备模拟废水

将1mL酸性微量元素溶液、1mL碱性微量元素溶液、1mg CaCl2、5mg MgSO4·7H2O、2mg MgCl2、0.4g KH2PO4和0.8g Na2HPO4·12H2O加入至1升去离子水中，调节pH至6.8-7.2之间，配成无机培养基；

所述酸性微量元素溶液是指：每升溶液含100mM HCl、2.085g FeSO4·7H2O、68mg ZnSO4·7H2O、14mg H3BO3、120mg CoCl2·6H2O、500mg MnCl2·4H2O、320mg CuSO4、95mg NiCl2·6H2O，余量为水；

所述碱性微量元素溶液是指：每升溶液含10mM NaOH、67mg SeO2、50mg Na2WO4·2H2O、

242mg Na2MoO4·2H2O，余量为水；

向无机培养基中添加Na2CrO4和NaNO3，其添加量按后续操作指定的浓度控制；配制好的模拟废水用纯度99.99%的氩气曝气20分钟后，装至气样袋中在保持微氧条件下备用，微氧条件是指溶解氧浓度为7.7 - 8.0 mg/L；

（2）初始接种

将模拟废水引入甲烷基质膜生物反应器中，控制CrO42-的质量浓度为5 mg/L；向其中加入活性污泥，然后自循环48小时，获得菌液；

所述活性污泥取自于浙江省杭州市七格污水处理厂的厌氧池，活性污泥与甲烷基质膜生物反应器中模拟废水的质量配比关系为1g/L；

（3）运行阶段

采取连续流方式向步骤（2）中反应器引入模拟废水和CH4，水力停留时间为130分钟；

阶段1：控制进水流量恒定在0.5mL/min，CH4压力在10psig（1.65atm）；反应器中CrO42-的浓度为4mg/L，不含NO3-，自循环速率为100 mL/min；

阶段2：控制进水中NO3-的浓度为2.2 mg /L；

阶段3：控制进水中NO3-的浓度为0 mg /L；

阶段4：控制进水中NO3-的浓度为0.7mg /L；

阶段5：在阶段4的基础上，将CH4压力从10psig增加到15psig；

阶段6：在阶段5的基础上，将自循环速率增加到150mL/min；

每运行一个阶段，都确保出水中CrO42-和NO3-浓度达到稳定状态至少10天，稳定状态是指出水浓度相对偏差<10％；

所述甲烷基质膜生物反应器的结构如下：反应器包含两根玻璃管柱，其中一根玻璃管柱内沿轴向填充32根中空纤维膜，作为主膜；另一根玻璃管柱内沿轴向填充10根中空纤维膜，作为副膜，用于生物样采集；所述中空纤维膜的外径280μm、内径180μm；反应器运行时从中空纤维膜的两端供给CH4气体；反应器在29± 1℃恒温室中运行，并通过蠕动泵在两根玻璃管柱之间进行自循环；所述甲烷基质膜生物反应器的有效容积为65 mL，采用连续流方式进水时的进水流速为0.50 mL/min。

说明书

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一种以NO3 还原甲烷基质生物膜中六价铬的方法

技术领域

[0001] 本发明属于复合污染物的生物还原技术领域，具体涉及一种以NO3-还原甲烷基质生物膜中六价铬的方法。

背景技术

[0002] 金属铬(Cr)是一种重要合金元素，在行业中应用很广泛(如：石油精炼，电镀，染料和木材保存等)。这些行业中产生了大量的含铬污染废水，其中CrO42-是主要含铬污染物。Cr(VI)对生物体有致癌性、致畸性和致突变性，对人体存在很大的健康隐患。美国环保局定义饮用水中铬的最大污染限制值(MCL)为100μg-Cr/L。同时，硝酸盐(NO3-) 在农业肥料和工业-生产中广泛使用，含铬污染的地表水和地下水中一般都伴随着高浓度的硝酸盐(NO3)和亚硝酸盐(NO2-)。NO3-及其还原中间体亚硝酸盐(NO2-)会产生严重的负面影响，因为它们会导致婴儿发生高铁血红蛋白血症和加速水体的富营养化。饮用水中NO3-和NO2-的MCL分别为10和1mg N/L(USEPA，2015)。

[0003] Cr(VI)和NO3-的生物还原由于其经济和环境角度出发都优于物理化学修复，在过去几十年引起了极大兴趣。将Cr(VI)还原成Cr(III)是解决含Cr(VI)废水的可行方法。 Cr(VI)具有高溶解度，而Cr(III)是溶解度很低的，可以以Cr(OH)3的形式沉淀，并且 Cr(III)的毒性比Cr(VI)低100倍。将NO3-还原成N2能使其完全无害。

[0004] Cr(VI)和NO3-可以在各种生物反应器中同时降低。Sahinkaya&Kilic(2014)等应用以硫为电子给体的柱式反应器。

[0005] 因为CH4相对便宜且来源广泛，基于甲烷的MBfR是一种甲烷向生物质供应CH4的新颖而有前途的方法。其中CH4通过中空纤维膜的壁扩散，并被附着在纤维外壁上的生物膜氧化。基于CH4-MBfR中，同时Cr(VI)和NO3-生物还原从未被探索过。因此，本发明研究的目标是探究基于CH4-MBfR中Cr(VI)和NO3-生物还原之间的相互作用及生物膜的群落结构。

发明内容

[0006] 本发明要解决的技术内容是，克服现有技术的不足，提供一种以NO3-还原甲烷基质生物膜中六价铬的方法。是利用甲烷基质膜生物反应器(CH4-MBfR)，在微氧条件下，以CH4作为唯一电子供体且供应充足，探究NO3-对Cr(VI)还原的作用机制。

[0007] 为解决技术问题，本发明的解决方案是：

[0008] 提供一种以NO3-还原甲烷基质生物膜中六价铬的方法，包括以下步骤：

[0009] (1)制备模拟废水

[0010] 将1mL酸性微量元素溶液、1mL碱性微量元素溶液、1mg CaCl2、5mg MgSO4·7H2O、 2mg MgCl2、0.4g KH2PO4和0.8g Na2HPO4·12H2O加入至1升去离子水中，调节pH至 6.8-7.2之间，配成无机培养基；

[0011] 所述酸性微量元素溶液是指：每升溶液含100mM HCl、2.085g FeSO4·7H2O、 68mg ZnSO4·7H2O、14mg H3BO3、120mg CoCl2·6H2O、500mg MnCl2·4H2O、 320mg CuSO4、95mg NiCl2·6H2O，余量为水；

[0012] 所述碱性微量元素溶液是指：每升溶液含10mM NaOH、67mg SeO2、50mg Na2WO4·2H2O、242mg Na2MoO4·2H2O，余量为水；

[0013] 向无机培养基中添加Na2CrO4和NaNO3，其添加量按后续操作指定的浓度控制；配制好的模拟废水用纯度99.99％的氩气曝气20分钟后，装至气样袋中在保持微氧条件下备用，微氧条件是指溶解氧浓度为7.7-8.0mg/L；

[0014] (2)初始接种

[0015] 将模拟废水引入甲烷基质膜生物反应器中，控制CrO42-的质量浓度为5mg/L；向其中加入活性污泥，然后自循环48小时，获得菌液；

[0016] 活性污泥取自于浙江省杭州市七格污水处理厂的厌氧池，活性污泥与甲烷基质膜生物反应器中模拟废水的质量配比关系为1g/L；

[0017] (3)运行阶段

[0018] 采取连续流方式向步骤(2)中反应器引入模拟废水和CH4，水力停留时间为130 分钟；

[0019] 阶段1：控制进水流量恒定在0.5mL/min，CH4压力在10psig(1.65atm)；反应器中2- -
CrO4 的浓度为4mg/L，不含NO3，自循环速率为100mL/min；

[0020] 阶段2：控制进水中NO3-的浓度为2.2mg/L；

[0021] 阶段3：控制进水中NO3-的浓度为0mg/L；

[0022] 阶段4：控制进水中NO3-的浓度为0.7mg/L；

[0023] 阶段5：在阶段4的基础上，将CH4压力从10psig增加到15psig；

[0024] 阶段6：在阶段5的基础上，将自循环速率增加到150mL/min；

[0025] 每运行一个阶段，都确保出水中CrO42-和NO3-浓度达到稳定状态至少10天，稳定状态是指出水浓度相对偏差<10％。

[0026] 本发明中，所述甲烷基质膜生物反应器的结构如下：反应器包含两根玻璃管柱，其中一根玻璃管柱内沿轴向填充32根中空纤维膜，作为主膜；另一根玻璃管柱内沿轴向填充10根中空纤维膜，作为副膜，用于生物样采集；所述中空纤维膜的外径280μm、内径180μm；反应器运行时从中空纤维膜的两端供给CH4气体；反应器在29±1℃恒温室中运行，并通过蠕动泵在两根玻璃管柱之间进行自循环。

[0027] 本发明中，所述甲烷基质膜生物反应器的有效容积为65mL，采用连续流方式进水时的进水流速为0.50mL/min。

[0028] 本发明与现有技术相比，其有益效果是：

[0029] 1、NO3-的高负荷对Cr(VI)的还原有显着的和不可逆的抑制作用。

[0030] 2、起初涉及Cr(VI)还原的亚栖热菌属随着NO3-的引入而下降，在添加NO3-之后α变形菌富集；而当除去NO3-时，β变形菌变得重要，表明其可以作为Cr(VI)还原的潜在作用。

附图说明

[0031] 图1：本发明中CH4-MBfR结构示意图；

[0032] 其中，1-模拟废水；2-进水蠕动泵；3-进水取样口；4-循环泵；5-出水取样口； 6-10根取样膜；7-32根主膜；8-减压阀；9-甲烷气体。

[0033] 图2：本发明中NO3-，NO2-，Cr(VI)浓度(A)NO3-和Cr(VI)转化百分比(B)。

具体实施方式

[0034] 本发明中的实验装置采用如图1所示的甲烷基质膜生物反应器(methane-based Membrane Biofilm Reactor,CH4-MBfR)装置。反应器包含两根玻璃管柱，其中一根玻璃管柱内沿轴向填充32根中空纤维膜，作为主膜。另一根玻璃管柱内沿轴向填充10根中空纤维膜，作为副膜，用于生物样采集。中空纤维膜外径280μm，内径180μm，由日本三菱公司生产，型号为MHF-200TL。运行时，中空纤维膜的两端供给甲烷气体。反应器有效容积为65mL，采用连续流方式进水，进水流速为0.50mL/min(水力停留时间为130分钟)。反应器通过蠕动泵(美国Cole-Parmer仪器公司，型号7520-40)进行自循环。反应器于29±1℃恒温室中运行。

[0035] 用于甲烷基质膜生物反应器运行的菌液中包含亚栖热菌属(异常球菌)、α变形菌和β变形菌。该菌液被保藏于浙江大学紫金港校区农生环组团大楼B座290实验室，保藏编号为CrR-1。申请人承诺：从本专利申请之日起20年内向公众发放该菌液，以用于实现、利用本发明所述技术方案。

[0036] 具体实施例：

[0037] (1)制备模拟废水

[0038] 试验采用模拟废水，分别以阿拉丁优级纯试剂Na2CrO4和NaNO3作为铬酸盐和硝酸盐，浓度按试验需求配制。具体配置方式如下：

[0039] 将1mL酸性微量元素溶液、1mL碱性微量元素溶液、1mg CaCl2、5mg MgSO4·7H2O、 2mg MgCl2、0.4g KH2PO4和0.8g Na2HPO4·12H2O加入至1升去离子水中，调节pH至6.8-7.2之间，配成无机培养基；

[0040] 所述酸性微量元素溶液是指：每升溶液含100mM HCl、2.085g FeSO4·7H2O、 68mg ZnSO4·7H2O、14mg H3BO3、120mg CoCl2·6H2O、500mg MnCl2·4H2O、 320mg CuSO4、95mg NiCl2·6H2O，余量为水；

[0041] 所述碱性微量元素溶液是指：每升溶液含10mM NaOH、67mg SeO2、50mg Na2WO4·2H2O、242mg Na2MoO4·2H2O，余量为水；

[0042] 向无机培养基中添加Na2CrO4和NaNO3，其添加量按后续操作指定的浓度控制；配制好的模拟废水用纯度99.99％的氩气曝气20分钟后，装至气样袋中在保持微氧条件下备用，微氧条件是指溶解氧浓度为7.7-8.0mg/L；

[0043] (2)初始接种

[0044] 将模拟废水引入甲烷基质膜生物反应器中，控制CrO42-的质量浓度为5mg/L；向其中加入活性污泥，然后自循环48小时，获得菌液；

[0045] 活性污泥取自于浙江省杭州市七格污水处理厂的厌氧池，活性污泥与甲烷基质膜生物反应器中模拟废水的质量配比关系为1g/L；

[0046] (3)运行阶段

[0047] 采取连续流方式向步骤(2)中反应器引入模拟废水和CH4，水力停留时间为130 分钟；

[0048] 阶段1：控制进水流量恒定在0.5mL/min，CH4压力在10psig(1.65atm)；反应器中CrO42-的浓度为4mg/L，不含NO3-，自循环速率为100mL/min；

[0049] 阶段2：控制进水中NO3-的浓度为2.2mg/L；

[0050] 阶段3：控制进水中NO3-的浓度为0mg/L；

[0051] 阶段4：控制进水中NO3-的浓度为0.7mg/L；

[0052] 阶段5：在阶段4的基础上，将CH4压力从10psig增加到15psig；

[0053] 阶段6：在阶段5的基础上，将自循环速率增加到150mL/min；

[0054] 每运行一个阶段，都确保出水中CrO42-和NO3-浓度达到稳定状态至少10天，稳定状态是指出水浓度相对偏差<10％。

[0055] 结果分析：

[0056] 1、NO3-显着且长期抑制Cr(VI)的还原。

[0057] 如图2所示，在阶段1(第0-18天)，当Cr(VI)是进水中唯一的电子受体(表面负荷为500mg-Cr/m-2-d)，出水Cr(VI)的去除率接近100％。然而，在阶段2(第20-72天)，当MBfR中引- -2
入了质量浓度小于2.2mg/L的NO3 (表面负荷为280mgN/m -d)时，Cr(VI) 去除率持续下降，达到稳态时，下降至不足10％。在此阶段，引入的NO3-的去除率为 50％，出水中含有0.4mg/L的NO2-。

[0058] 为了评估Cr(VI)还原能力是否可以恢复，采取了三个步骤的恢复措施：(1)为了消- - -除NO3的抑制作用，从阶段3中去除了NO3 ；(2)为了评估痕量NO3 是否可以提高 Cr(VI)还原，在阶段4中引入了0.7mg/L的NO3-(当量比：Cr(VI)：NO3-＝1:1)；(3) 为了评估CH4输送是否受到限制，在阶段5中将CH4压力增加到15psig。阶段3、4、5 的Cr(VI)去除百分比一直维持在60％，远低于阶段1(<100％)。因此，NO3-对基于 CH4-MBfR中的Cr(VI)还原具有显着的长期抑制作用。

[0059] 为了进一步评价NO3-对Cr(VI)的抑制是否是不可逆的，将膜上的生物膜暴露于更高的剪切应力和湍流作为分离过量生物膜的手段，从而形成新的生物膜，可能改变固定化微生物的结构。在阶段6开始时，将循环流速增加到150mL/min(从100mL/min)10 分钟，然后让生物膜再生。Cr(VI)还原持续增加，在稳定状态下达到80％，但是没有完全恢复到阶段1的Cr(VI)去除效率。

[0060] 2、生物膜群落结构评价。

[0061] 表1和表2分别显示了在所有阶段结束时生物膜在纲和属水平上分类的相对丰度。在阶段1，亚栖热菌属(异常球菌)占主导地位，占生物膜总细菌的63％，对基于 CH4-MBfR的Cr(VI)还原起重要作用。当引入NO3-时，该属的丰度下降，分别占阶段2 和阶段4的细菌总数的27％和13％。

[0062] 表1本发明中阶段1-6生物膜在纲水平分类的相对丰度

[0063]纲 阶段1 阶段2A 阶段2B 阶段3 阶段4 阶段5 阶段6
亚栖热菌 62.8％ 51.1％ 27.1％ 37.5％ 12.7％ 22.1％ 22.1％ α-变形菌 10.0％ 15.8％ 12.1％ 21.2％ 9.5％ 10.7％ 10.1％ β-变形菌 9.9％ 13.9％ 31.1％ 14.8％ 29.9％ 22.2％ 20.4％ γ-变形菌 2.3％ 1.7％ 4.7％ 2.8％ 10.1％ 8.8％ 5.6％
δ-变形菌 0.5％ 0.0％ 1.2％ 0.5％ 3.6％ 1.2％ 1.4％
绿菌 1.4％ 0.8％ 2.2％ 1.1％ 3.3％ 4.0％ 10.7％
酸杆菌 1.1％ 0.2％ 2.0％ 0.5％ 2.6％ 4.0％ 2.4％
梭状芽胞杆菌 1.0％ 0.3％ 1.8％ 1.2％ 1.6％ 1.1％ 1.2％
厌氧绳菌 0.6％ 0.1％ 1.5％ 0.4％ 2.8％ 2.0％ 1.1％
拟杆菌 0.6％ 0.0％ 2.2％ 0.3％ 1.6％ 1.5％ 1.1％
鞘脂杆菌 4.7％ 14.7％ 7.0％ 17.2％ 8.9％ 11.1％ 17.0％
其他 5.1％ 1.4％ 7.2％ 2.4％ 13.4％ 11.3％ 7.0％

[0064] 表2本发明中阶段1-6生物膜主要功能菌群在属水平上的相对丰度

[0065]

[0066] 在甲烷氧化和反硝化过程中，Chitinophagaceae(α变形菌)是伴随甲烷氧化和反硝化作用的一个重要组分(Waki et al.2009)。在阶段1，该属丰度较低，但在阶段2引入 NO3-后其显着增加，直到阶段6依旧保持很高的相对丰度。

[0067] 另一个重要的属是Pelomonas(β变形菌)。在阶段1，该属几乎检测不到，但在阶段 6，当生物膜在MBfR中重新生成且具有提高Cr(VI)还原时变得非常重要。意味着 Pelomonas在Cr(VI)还原中起作用。

[0068] 综上所述，尽管CH4的供应能力在所有阶段都充足，但是发现NO3-对基于 CH4-MBfR中的Cr(VI)还原有显着的抑制作用。高通量测序表明，亚栖热菌属是Cr(VI) 还原的主要菌属；Chitinophagaceae在反硝化作用中起重要作用；在阶段6，当生物质再生时，Pelomonas在提高Cr(VI)还原能力上起显著作用。