菌藻共生系统对模拟油田驱采废水中PAM和DIC去除的处理

王作超,唐春晓,张慧超,李 欣,上官默涵,安众一,*

(1.中建八局第一建设有限公司,山东济南 250100;2.烟台大学土木工程学院,山东烟台 264005)

微藻生长速度快、IC去除效率高、环境适应性好,本课题组前期研究已经获得高效降解PAM的生物菌剂,且降解产物不含丙烯酰胺单体[2]。如将藻类固碳功能与细菌的PAM降解功能结合,构建藻菌共生体系,在降解PAM基础上,降低石油驱采水潜在碳排放,具有很强的应用潜力和实际价值。本文将固定化菌藻共生系统应用于模拟驱采出水的处理,以达到废水中PAM和IC的同步去除。

1 试验材料与方法

1.1 试验用水

试验用水的组成为:25 mg/L NaCl,175 mg/L KH2PO4,75 mg/L MgSO4,97.5 mg/L K2HPO4,19 mg/L CaCl2,4.2 mg/L ZnCl2,1.44 mg/L MnCl2,0.71 mg/L MoO3,1.57 mg/L CuSO4,0.4 mg/L CoCl2,11.42 mg/L H3BO3,50 mg/L 乙二胺四乙酸(EDTA),31 mg/L KOH和4.98 mg/L FeSO4。使用的PAM来源于大庆油田,阴离子型,分子量为2 000万。

1.2 试验装置

旋转式藻生物膜(RAB)反应器有效容积为1.6 L,以帆布(15 cm×60 cm)为生物膜负载基底,有效附着面积为870 cm2,通过电机带动生物膜旋转进行水气相交换,电极转速为10 r/min。试验采用序批式进水方式,在一个试验周期结束后,将新配制的试验用水置换入反应器中,然后进行下一周期的试验,如此循环。由于水分蒸发,每天补充去离子水至1.6 L。该装置在自然光和日光灯下,藻膜表面光照强度为2 000～3 000 lux,日光照时间为24 h。

1.3 菌藻来源与接种

菌藻来源于长期用于接种PAM的生物接触氧化反应器内壁自然生长的生物膜。将其刮掉制成菌藻混合液作为RAB反应器的接种剂接种到RAB反应器中培养挂膜,并不断补充营养物质,RAB反应器上的微生物在自然条件下生长,经20～30 d的培养可形成2～3 mm厚的生物膜。

1.4 试验方法

1.4.1 PAM浓度的影响

为考察RAB对不同PAM浓度试验用水的处理效果,试验用水中PAM质量浓度分别为100、200、300、400、600、800 mg/L。为了促进微生物的生长,补充了一定量的碳源与氮源,在试验用水的基础上额外加入了250 mg/L的NaNO3和1 000 mg/L的NaHCO3。补充的不同PAM浓度试验用水的水力停留时间(HRT)均为6 d,每个试验周期定时取样测定PAM浓度、黏度、总碳(TC)、总有机碳(TOC)、IC等相关参数。

1.4.2 试验用水中C/N的影响

根据之前的报道[3],加入外部氮源对RAB系统有特殊影响。在完成PAM浓度影响试验之后,研究了C/N对RAB系统的PAM去除和IC削减的影响。添加NaNO3调节试验用水中TC与TN的比例(C/N)为5∶1(1 000 mg/L NaHCO3+400 mg/L PAM)、1∶1(1 000 mg/L NaHCO3+400 mg/L PAM+1 500 mg/L NaNO3)、1∶2(1 000 mg/L NaHCO3+400 mg/L PAM+3 500 mg/L NaNO3),每个试验周期定时取样检测PAM浓度、黏度、TC、TOC、IC等相关参数,水样检测前均通过0.45 μm滤膜。

1.5 检测指标及方法

本研究使用淀粉-碘化镉法[4]测定PAM,使用总有机碳分析仪检测TC、IC、TOC,使用上海昌吉NDJ-8S旋转黏度计测量水体黏度,使用利华DT1334A高精度工业级照度计测定光照强度,对处理出水干燥后的样品进行扫描电镜,观察处理前后样品变化。

1.6 微生物群落多样性分析

使用诺禾致源基因公司(天津)的高通量测序描述RAB生物膜的微生物群落特征。操作分类单位(OTU)用于根据系统发育或种群遗传学对密切相关的个体群体(如菌种、属或种)进行分类,对相似度为97%的OTU进行生物信息统计分析,在每个分类级别确定样品的群落组成,置信阈值为0.7。

2 结果与讨论

2.1 微藻处理不同浓度PAM的模拟废水

2.1.1 PAM浓度变化

不同浓度PAM试验用水送入反应器运行6 d后处理效果如图1所示。200 mg/L效果最好,去除率达到71.4%,最差为800 mg/L,去除率仅为27.4%。高浓度PAM下处理效率较低的原因可能是废水黏度过大,阻碍了生物膜表面菌藻的呼吸作用[5]和光合作用[6]。淀粉-碘化镉法主要检测PAM中的酰胺基团,Song等[7]指出,生物降解PAM使其脱氮的主要原因是脲酶催化作用。脲酶是一种生物分泌的胞外水解酶,酰胺基从PAM分子中断开后,酰胺基团中的氮可被分解利用[8]。

图1 RAB反应器对不同浓度PAM的去除效率Fig.1 Removal Efficiency of RAB Reactor under Different PAM Concentrations

2.1.2 试验用水黏度变化

PAM水体黏度下降标志着PAM的降解或分子量降低[9]。运行过程中黏度变化及去除率编号如图2和图3所示,总体来看,PAM的浓度越高,黏度去除率越高。第6 d,当在600 mg/L和800 mg/L时,黏度去除率为89.4%和89.6%,而在100 mg/L时,黏度去除不足70%。但在较高质量浓度下(600 mg/L和800 mg/L),需经长时间处理黏度才可达到较低水平。

图2 不同浓度PAM条件下黏度变化曲线Fig.2 Viscosity Change Curves under Different PAM Concentrations

图3 不同浓度PAM条件下黏度去除率变化曲线Fig.3 Removal Rate Change Curves under Different PAM Concentrations

2.1.3 RAB对模拟废水中碳的去除效果

运行过程水中TC的去除效果如图4所示。随着PAM浓度增加,TC去除率维持在38%～60%,其中在200、300、400 mg/L时去除率为58.4%、57.5%、57.0%,100 mg/L时最小,去除率为38.5%。

图4 RAB反应器在不同浓度PAM条件下对TC的去除效率Fig.4 Removal Efficiency of TC by RAB Reactor under Different PAM Concentrations

运行过程中TOC去除效果如图5所示,TOC的去除一定程度上也反映了PAM去除效果。如图5所示,除PAM质量浓度为100 mg/L时,其他质量浓度TOC总体去除率可达40%以上,600 mg/L时去除率最高,为48.4%。

图5 RAB反应器在不同浓度PAM条件下对TOC的去除效率Fig.5 Removal Efficiency of TOC by RAB Reactor under Different PAM Concentrations

运行过程中IC去除效果如图6所示。在PAM质量浓度为200、300、400 mg/L时,去除率分别为77.3%、73.4%、74.2%,出水IC质量浓度相对稳定,为30～38 mg/L。高浓度PAM下IC去除率差可能是因为高黏度不利于微藻生长[11],而有机氮源的增加促进了细菌生长,从而使IC去除率降低,TOC去除率提高,这与本课题组之前的研究结果一致[3]。

图6 RAB反应器在不同浓度PAM条件下对IC的去除效率Fig.6 Removal Efficiency of IC by RAB Reactor under Different PAM Concentrations

2.2 模拟废水中C/N对反应器处理效能的影响

图7 RAB反应器在不同C/N下对PAM的去除效率Fig.7 Removal Efficiency of PAM by RAB Reactor under Different C/N

运行过程中TC去除效果如图8所示。在外部氮源影响下,TOC和IC的去除率变化影响了TC的去除,TC去除率在49%～57%,在C/N为1∶1时去除率最低,为49.3%,在C/N为1∶2时去除率最大,为56.7%。

图8 RAB反应器在不同C/N下对TC的去除效率Fig.8 TC Removal Efficiency of RAB Reactor under Different C/N

运行过程中TOC去除效果如图9所示。随着C/N增加,TOC去除率不断增加,在C/N为5∶1时去除率仅为45%,当C/N达到1∶1时去除率上升至75%,C/N达到1∶2时去除率上升至76%。

图9 RAB反应器在不同C/N下对TOC的去除效率Fig.9 TOC Removal Efficiency of RAB Reactor under Different C/N

运行过程中IC的去除效果如图10所示。随着外部氮源的加入,IC去除率骤降,在比例为5∶1时去除率约为75%,C/N增加至1∶1时去除率仅约为13.5%。加入更多外部氮源后,充足的氮源使形成的生物膜更厚、更坚固,促进了生物膜内部厌氧层的形成,生物膜内部的低光强环境不利于微藻的生长,而生物膜的增厚给功能性微生物的硝化反硝化以及PAM的转化提供了良好的生长和代谢环境,这些功能性微生物IC的释放可能相对减少了系统对IC的去除。

图10 RAB反应器在不同C/N下对IC的去除效率Fig.10 IC Removal Efficiency of RAB Reactor under Different C/N

2.3 扫描电镜观察PAM的变化

将经过RAB处理后的出水与纯PAM溶液蒸发干燥,用扫描电镜观察其结构形态如图11所示。未经处理的PAM结构完整致密,形成光滑有序的膜结构,而经过处理后的PAM结构松散,表面形成小颗粒状孔洞,无法形成完整的膜结构,推测其为PAM降解后形成的小分子物质经干燥后凝结形成,PAM结构形态的变化使水溶液具有的黏性大大降低。

图11 PAM干燥后的扫描电镜图Fig.11 Scanning Electron Micrographs of PAM after Drying

2.4 微生物群落组成分析

为探究参与PAM和IC去除的微生物群落的关键微生物和特征,在试验运行结束后使用高通量测序分析生物膜上的原核和真核生物。样品中相对丰度>0.5%的门和属如图12所示。Rhogostoma属于丝足虫门(Cercozoa),以真菌和藻类为食[12],生物膜上原生动物的捕食活动会促进营养物质的流动和交换,进一步增强细菌的活性[13]。Chlorophyceae属于绿藻门(Chlorophyta),是碳减排方面研究最多的微藻类群[14],有很高的生物质生产力和光合效率。Pereira等[15]在Tetraselmissp. CTP4 (Chlorophyta) 管式光生物反应器中半连续地通入CO2,最终CO2平均减排效率达到65%以上。

图12 微生物群落结构分布Fig.12 Structure Distribution of Microflora

兼性厌氧菌的存在促进了生物膜上的硝化-反硝化作用。PAM的生物降解过程中,绿藻(Chlorophyta)、蓝藻(Cyanobacteria)、变形菌(Proteobacteria)等能够通过同化作用获得PAM酰胺基中的氮。此外,Arenimonas是一种典型的反硝化细菌[16]。

蓝藻门(Cyanobacteria)的Vampirovibrio是第一大优势细菌属,其缺乏独立光合作用机制,通常被认为是绿藻的专性病原体,一般与绿藻同时被发现[17]。Nodosilinea_PCC-7104是一种念珠藻,其既能通过光合作用合成有机物,还具有一定的固氮作用[18]。Hydrogenophaga、Blastocatella、Arenimonas均多次出现在降解PAM的报道中,是PAM的降解过程中的常见微生物[19-20]。虽然目前PAM碳主链断裂的生物降解机制尚不清楚,但已发现多种微生物可以在PAM水体中生长并降解PAM[21]。

3 结论

(1)RAB系统可稳定有效地实现驱采出水的碳去除,并同步实现PAM降解。从PAM质量浓度试验来看,400 mg/L的PAM浓度下系统处理较为理想,在此浓度下TOC和IC去除率均较高。

(2)外部氮源对系统的促进有一定限度,C/N为1∶1时,TOC的去除率显著提高,但此时废水中的IC去除率较低。而当C/N为5∶1时,不需要额外外部氮源的投加,且IC的去除率明显提高,而PAM的去除率仅略微降低。因此,C/N为5∶1时系统的处理效果综合来看较为理想,但此时水体中的PAM可能未被彻底降解。

(3)通过扫描电镜观察PAM发现,经处理后的PAM结构被破坏并失去聚合物性质。

(4)RAB反应器中存在多种细菌和藻类,其中Chlorophyceae是IC去除的主要微生物,Hydro-genophaga、Blastocatella、Arenimonas推测参与了PAM的降解过程。此外,生物膜上还存在一定的固氮和硝化-反硝化微生物。