微生物法去除高氯酸鹽的研究進展

馮 杲，王 倩，張媛媛，郭延凱，朱明霞，廉 靜，楊景亮，郭建博

（1.河北科技大學環(huán)境科學與工程學院，河北石家莊 050018；2.河北省污染防治生物技術實驗室，河北石家莊 050018）

高氯酸鹽是一種持久性污染物，高溶解性，難揮發(fā)，存在于地下水和地表水以及土壤中。高氯酸鹽主要來源于工業(yè)生產，如軍火工業(yè)、航空航天等軍事工業(yè)，同樣在生產高氯酸鹽的排放廢水中也發(fā)現高氯酸鹽的存在［1］。高氯酸鹽一旦進入人體內，能競爭性地抑制人體甲狀腺對碘的吸收，從而影響甲狀腺的生理功能，減少甲狀腺激素的分泌，進而影響人正常的新陳代謝，危害人類健康［2］。

高氯酸鹽的污染問題日益嚴重，美國多地域發(fā)現高氯酸鹽的污染。美國加利福尼亞州洛杉磯的飲用水源中檢測ClO－4的質量濃度最高達到了2μg／L［3］。KIRK 等在德克薩斯州7個超市中購買的牛奶樣品中檢測到了高氯酸鹽的存在［4］。中國是煙火制造和消費大國，在部分水廠的源水以及出廠水中的高氯酸鹽含量較高［5－6］。鑒于高氯酸鹽的危害性及其對人體健康的影響，美國環(huán)保署建議飲用水中高氯酸根的質量濃度應小于1μg／L［7－9］。因此，對高氯酸鹽污染進行有效去除已經成為國內外研究熱點。目前，高氯酸鹽的去除方法主要有物化法和微生物法，其中物化法包括吸附法、離子交換法、膜技術和化學還原等方法。物化法耗資大，不能徹底去除高氯酸鹽；微生物法去除高氯酸鹽的效率高，使高氯酸鹽轉化為無毒害的氯離子，具有可行性，因此受到越來越多的關注。

1 高氯酸鹽生物降解機理

1.1 降解機理

高氯酸鹽和氯酸鹽的還原過程如下式所示［10］：

高氯酸鹽還原為氯酸鹽和氯酸鹽還原為亞氯酸鹽的過程都是由高氯酸鹽還原酶來催化完成的。亞氯酸鹽被亞氯酸鹽歧化酶歧化生成氧氣和氯離子。由于高氯酸鹽降解菌兼性厭氧的本性，O2不會在過程中積累。1 mol ClO－4轉化為1 mol Cl－需要8 mol電子，且需要細胞色素C作為電子傳遞體［11］。

高氯酸鹽菌還原高氯酸鹽可在高氯酸鹽或者氯酸鹽存在下實現［12］，氯酸鹽菌還原氯酸鹽不能通過降解高氯酸鹽來實現［13］。

在氯酸鹽異養(yǎng)還原菌中，已經提出了硝酸鹽還原酶和氯酸鹽還原酶各自的途徑［14］。如從P.chloritidismutans菌中分離純化出氯酸鹽還原酶［13］。氯酸鹽菌AzospiraoryzaeGR－1 中的高氯酸鹽還原酶可還原高氯酸鹽和氯酸鹽［15］。在其他的不能還原高氯酸鹽的氯酸鹽還原菌中發(fā)現了唯一的氯酸鹽還原酶。根據最新研究，I.dechloratans菌中氯酸鹽的還原發(fā)生在周質區(qū)域，以6kDa的細胞色素C蛋白質作為膜上結合的氧化還原物質與周質里可溶的氯酸鹽還原酶兩者之間的電子傳遞體［16］。

從高氯酸鹽菌中得到的高氯酸鹽還原酶與從氯酸鹽菌中得到的氯酸鹽還原酶在亞基表現以及基因序列上是不同的［17］。當細菌厭氧條件下以高氯酸鹽生長時，比在好氧或厭氧條件下以氯酸鹽或者硝酸鹽生長有明顯的氯酸鹽還原酶活性［18］。亞氯酸鹽歧化酶活性的大小是采用直接測定亞氯酸鹽降解率來確定的。在好氧硝酸鹽生長條件下亞氯酸鹽降解率雖然小但仍可測量；而適應了氯酸鹽或者高氯酸鹽的細胞的亞氯酸鹽降解速率要大很多，但以氯酸鹽和以高氯酸鹽生長這兩種情況相互之間沒有明顯的不同［19］。

SON 等對亞氯酸鹽歧化酶基因序列分析后得出以Fe作電子供體與以氫或者乙酸鹽作電子供體培養(yǎng)的菌很相似［20］。XU 等發(fā)現菌KJ的亞氯酸鹽歧化酶活性受亞氯酸鹽濃度影響很明顯，且亞氯酸鹽歧化酶的活性是在厭氧條件下利用氯酸鹽來誘導產生的［21］。XU 等發(fā)現高氯酸鹽還原酶對氧敏感，有氧條件下的半衰期大約是2～3d［19］。WOLTERINK 等也發(fā)現氯酸鹽還原酶對氧氣敏感。因此在缺氧條件下可提純酶。亞氯酸鹽歧化酶不受氧影響，但是PRB菌中的亞氯酸鹽歧化酶在好氧條件下，即使有氯酸鹽和亞氯酸鹽存在也不會產生活性［13］。

另外，盡管許多PRB菌能利用高氯酸鹽和硝酸鹽呼吸，但是結果表明在Dechlorosomasp.KJ菌中，高氯酸鹽的降解和反硝化途徑是分開的。在Dechlorosomasp.KJ中，已經得知分別存在高氯酸鹽降解的酶和硝酸鹽還原酶。

1.2 菌的種類

高氯酸鹽降解菌在自然界中普遍存在，單菌多從含高氯酸鹽的河流和土壤中分離得到。目前分離得到的56種高氯酸鹽還原菌屬于變形菌門中的α，β，γ和ε亞類［22］。其中多數已知高氯酸鹽降解菌屬于β－變形菌綱，可利用硝酸鹽、高氯酸鹽、氯酸鹽和O2作為電子受體。高氯酸鹽降解菌多數屬于紅環(huán)菌目中的紅環(huán)菌科，為菌屬Dechloromonas和Dechlorosoma［23］。

根據電子供體不同，高氯酸鹽還原菌還可分為異養(yǎng)微生物和自養(yǎng)微生物。高氯酸鹽異養(yǎng)還原菌以有機物作為碳源和電子供體。如VIGLIOTTA 等從高度污染河流中分離得到分別屬于β變形菌門的Dechlorosoma屬和α變形菌門的Dechlorospirillum屬的2株菌［24］。XIAO 等從去除高氯酸鹽和硝酸鹽的FBR 反應器中分離得到屬于Azoarcus和Denitromonas菌屬的菌株［25］。吳春篤等從鎮(zhèn)江江濱和鎮(zhèn)江新區(qū)污水處理廠的活性污泥中分別分離得到菌株JD14和JD125。這些菌株都屬于高氯酸鹽異養(yǎng)還原菌［26］。而高氯酸鹽自養(yǎng)還原菌以無機碳作為碳源，用S0和H2等作為電子供體。如SHROUT 等從受高氯酸鹽污染的軍隊彈藥廠的地下水和土壤樣品中，馴化分離得到了2株氫高氯酸鹽自養(yǎng)降解菌Dechloromonassp.JDS5 和Dechloromonassp.JDS6［27］。MILLER 等從利用氫的菌群中分離得到Dechloromonassp.JM 菌株［28］。

2 高氯酸鹽還原的影響因素

2.1 電子供體

乙酸鹽是目前最常用的電子供體。SHROUT等以乳酸為電子供體，加入1／1化學計量數的電子供體要比2／1和4／1條件下高氯酸鹽的降解速率緩慢，降解程度小。當加入的電子供體充足，分子氧的存在不會限制高氯酸鹽的還原［29］。KUCHARZYK等選用乙酸鹽、琥珀酸鹽、乳酸鹽和酪蛋白氨基酸分別作為電子供體對細菌生長的影響做了研究，發(fā)現乙酸鹽和琥珀酸鹽在細胞最大表觀增長速率相似，比其他兩種碳源下生長快［30］。研究表明流化床生物膜反應器在加入氫作為電子供體情況下可產生持續(xù)的高氯酸鹽的降解［28，31－32］。2006年，SON 等在間歇式生物反應器中，以Fe0為電子供體來處理質量濃度為65mg／L高氯酸鹽，8d內完全降解［33］。

2.2 pH 值

多數的高氯酸鹽還原菌生長和最佳的高氯酸鹽還原是在pH 值為6.8～7.2范圍的中性環(huán)境下進行的［11］。WANG 等研究了高氯酸鹽微生物降解及其pH 值影響下的動力學，高氯酸鹽被還原的pH值范圍在5.0～9.0之間［34］；然而，單位質量菌對高氯酸鹽的去除在不同pH 值下明顯不同，且在pH值為7.0時有最大去除率。推測pH 值影響酶活性歸因于以下3個原因：1）環(huán)境中pH 值的變化改變了酶活性區(qū)域上的基本官能團和酸的離子形式；2）pH 值的變化改變了酶的三維形狀；3）環(huán)境中的pH值影響了底物上的離子團，因此造成底物對酶的親和力不同。錢慧靜等在生物法降解高氯酸鹽及其優(yōu)化的研究中，采用馴化好的厭氧活性污泥，泥量質量濃度為1.0g／L，溫度為35 ℃，醋酸鹽質量濃度為1.2g／L，ClO－4初始質量濃度為50mg／L；實驗考察了pH 值為6，7，8，9，10條件下高氯酸鹽的降解情況。結果表明，pH 值為6和10時高氯酸鹽的去除效果較差，24h去除率分別為12.7%和17.8%，當pH 值在7～9時高氯酸鹽的去除效果良好，pH 值為8時高氯酸鹽的去除效果最好，24h去除率達到97.9%，說明在過酸和過堿條件下微生物的活性都會受到抑制［35］。

2.3 溫度

高氯酸鹽的還原發(fā)生在較寬的溫度范圍，該溫度范圍在10～40℃［36－37］。DUGAN 等進行20個月的厭氧生物反應器對高氯酸鹽廢水處理的中試試驗，考察了溫度對高氯酸鹽去除效率的影響［37］。進水溫度從1.4～30℃變化，結果表明在10℃以上微生物法去除高氯酸鹽到2μg／L是可行的，且出水高氯酸鹽濃度與溫度變化相反。該結果表明10 ℃是一個有效的生物高氯酸鹽還原的臨界閾值溫度。吳春篤等用菌株JD14 和JD125在不同溫度下來降解高氯酸鹽，結果表明降解高氯酸鹽的最適溫度在24～30 ℃，溫度高于35 ℃或者低于15 ℃時降解速率明顯降低［26］。

2.4 氧條件

眾所周知，氧是高氯酸鹽呼吸菌優(yōu)先選用的電子受體。高氯酸鹽還原在缺氧條件下發(fā)生，高氯酸鹽還原酶對氧敏感，亞氯酸鹽歧化酶不受氧的影響［10］。ATTAWAY 等 在 嚴 格 厭 氧 菌Wolinella succinogenesHAP－1降解高氯酸鹽的過程中通入空氣，發(fā)現該過程被立即終止，通氣達到12h以上就會永久地破壞菌還原高氯酸鹽的能力［38］。SONG等研究了高濃度氧下暴露的Dechlorosomasp.KJ菌，在小于8h下該菌可恢復具有還原高氯酸鹽的能力，但當暴露時間超過12h 后就喪失了還原能力［39］。Pseudomonassp.PDA 菌是一個例外，它可在氧氣存在下還原氯酸鹽［17］。

2.5 硝酸鹽對高氯酸鹽降解的影響

對于高氯酸鹽降解菌來說，大多數情況下，硝酸鹽的存在會使細菌的停滯期延長［40］。高氯酸鹽的還原開始發(fā)生在硝酸鹽完全去除條件下。由于硝酸鹽能加快細菌的生長速率，在硝酸鹽存在條件下有望增加高氯酸鹽的降解速率［19］。HERMAN 等發(fā)現從有機土壤中分離到的高氯酸鹽降解菌可以同時降解高氯酸鹽和硝酸鹽，但是在硝酸鹽存在下高氯酸鹽的還原略有降低［41］。XU 等研究了Dechlorosomasp.KJ菌在以硝酸鹽和高氯酸鹽為電子受體的生理特性，當該菌預先在氯酸鹽或高氯酸鹽條件下生長后，該菌幾乎沒有反硝化活性；當該菌在以硝酸鹽作為電子受體生長，該菌也不能立即降解高氯酸鹽［19］。實驗結果表明Dechloromonassp.KJ菌在降解高氯酸鹽和硝酸鹽的途徑是不同的，這兩個途徑都是在各自化合物（高氯酸鹽或者硝酸鹽）下誘導產生的。CHOI等采用2個相同的固定床生物膜反應器，在不同流模式下研究了硝酸鹽對高氯酸鹽還原的影響，接種了經過SBR 反應器馴化好的懸浮固體。A 反應器為單分散塞流，B 為內部再循環(huán)。在加入硝酸鹽之前，1 000μg／L 高氯酸鹽為電子受體，7mg／L乙酸鹽為電子供體。硝酸鹽抑制實驗，2個反應器均加入10mg／L NO3－N，此時加入乙酸鹽為50 mg／L，C／N 為2／1；接 下 來 加 入16 mg／L NO3－N，此 時 加 入 乙 酸 鹽 為100 mg／L，C／N 為2.5／1。結果顯示，沒有加硝酸鹽之前，2 個反應器出水ClO－4的質量濃度（下同）均為4μg／L。當加入10mg／L NO3－N，A 反應器出水ρ（ClO－4）為（14±31）μg／L，B 反應器出水ρ（ClO－4）為（1±1）μg／L。NO3－N 質 量 濃 度 為16 mg／L 時，A 反 應 器 出 水ρ（ClO－4）為19μg／L，B 反 應 器 出 水ρ（ClO－4）為6μg／L［42］。CHOI等發(fā)現在硝酸鹽與高氯酸鹽等物質的量存在下，硝酸鹽的存在使得高氯酸鹽的降解速率比不含硝酸鹽條件下的減少了30%［42］。

3 微生物法高氯酸鹽降解的應用

高氯酸鹽的生物處理技術包括生物膜法、膜生物法以及電化學法。

生物膜法從反應器角度包含了流化床和固定床。XIAO 等用2 個串聯的FBR 中試流化床反應器處理經離子交換樹脂再生后的高氯酸鹽和硝酸鹽的鹵水，填料為粒級顆?；钚蕴?，加入的乙酸鹽為能完全降解硝酸鹽和高氯酸鹽所需乙酸鹽化學計量數的1.5倍，經過反應器1后硝酸鹽基本被完全去除，再經過反應器2后高氯酸鹽也基本被完全去除［25］。VENKATESAN 等聯合了流化床反應器和生物反應器，流化床中含有樹脂，生物反應器中的細菌培養(yǎng)液持續(xù)地通過流化床來對樹脂進行再生。結果證實了凝膠型離子交換樹脂再生的可行性，且再生后的樹脂可再次使用和反復再生［43］。CHOI等研究了固定床膜反應器的反洗以及不同進水DO 對高氯酸鹽還原的影響。當進水DO 質量濃度為3.5mg／L，電子供體不夠多，經過強烈反洗后沒有觀察到高氯酸鹽的還原，相同條件下不經過反洗高氯酸鹽達到60%的去除率［44］。推測原因是在可檢測到的DO濃度條件下，大的微生物菌聚集體的積累產生了可還原高氯酸鹽的厭氧區(qū)域；經過反洗后會去除這些微生物聚集體，因而在有DO 條件下使得高氯酸鹽的還原變得困難。MILLER 等采用了氫填充床生物膜反應器，持續(xù)進含高氯酸鹽的水溶液以及含體積分數5%H2和CO2的混合氣體，反應器接種了高氯酸鹽氫自養(yǎng)降解菌群。該反應器前10天進水高氯酸鹽質量濃度為50 mg／L，接下來進水變?yōu)?60 μg／L低質量濃度的高氯酸鹽，在超過140d運行過程中，恒定的水力負荷為0.45cm／min，在水力停留時間為1.1～1.3min內，有（38±9）%（質量分數）的高氯酸鹽被去除，且平均去除速率為230 mg／（L·min）［28］。

除了生物膜法外，膜生物法也被廣泛采用。van GINKEL等使用氫膜生物反應器來還原硝酸鹽和高氯酸鹽，并進行了微生物菌群分析［45］。NERENBERG 等研究了5個氫自養(yǎng)的MBfRs，其中反應器1—反應器4加入氧與硝酸鹽，反應器5只加入氧。結果表明PCRB在5個反應器中存在，與進水中是否有高氯酸鹽無關；即使加入的高氯酸鹽濃度低，也能使反應器中的高氯酸鹽降解菌的活性和數量增多。只加氧要比加氧和硝酸鹽的反應器高氯酸鹽降解的更快，且出水中的高氯酸鹽濃度較低，說明相比硝酸鹽，氧是更好的主要電子受體［46］。MATOS等采用離子交換膜生物反應器（IEMB）研究了受污染引用水中高氯酸鹽和硝酸鹽的同時去除，初始的質量分數ClO－4為10－7（100ppb），NO－3為6×10－5（60ppm），實驗結果ClO－4和NO－3去除率分別為96.5%和99.6%［47］。與其他反應不同的是該去除速率不依賴于生物降解速率，而是取決于目標離子通過膜的轉移速率［46］。

離子交換被一致認為是處理低濃度高氯酸鹽的最有前景的處理方法之一，然而使用過的樹脂因其負載了高氯酸鹽成為了危險的待處理的物質，經濟有效的方法就是對其進行再生。VENKATESAN等研究了負載著高氯酸鹽的凝膠型離子交換樹脂的生物再生，生物反應器中包含了高氯酸鹽降解菌液，FBR反應器中用來對樹脂進行再生。對樹脂進行了3次循環(huán)再生，結果表明再生后的樹脂的效率和穩(wěn)定性都很好，證實了再生方法的可行性［43］。WANG 等直接對負載在樹脂上的高氯酸鹽進行了微生物降解，同時完成了樹脂再生和高氯酸鹽的降解［48］。

4 結 語

相比于傳統的物化法而言，生物法具有經濟高效的特點。但該方法在中國的研究仍處于起步階段，國外的研究尚不夠成熟，許多機理還有待進一步探討。目前的研究趨于以下幾個方向：1）高氯酸鹽降解菌的篩選及菌的特性研究；2）高氯酸鹽降解過程中的機理研究；3）對生物反應器的結構與性能研究，優(yōu)化過程中的條件，使其更有利于高氯酸鹽的生物降解；4）離子交換與生物法降解的聯合應用研究。生物法去除高氯酸鹽是一項具有較高效益的工程技術，具有非常廣闊的應用前景。

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