水体中嗅味物质的来源以及生物降解性能[1]_生物滤池

除了蓝细菌和放线菌，还有其他生物，例如，滑动细菌（如Lysobacter融杆菌属）、变形虫、细菌共生体，还有一些粘细菌都可以产生致嗅物质2-MIB和Geosmin。另外，一些土壤真菌如青霉菌属，曲霉菌，毛霉菌类也可以产生致嗅物质2-MIB和Geosmin(Zaitlinand Watson 2006)。Stahl等人曾经估算，在土壤中，每kg土壤含有约12.2mg 2-MIB 和 8.7 mg Geosmin(Stahl and Parkin 1994)。这就意味着，每升水中溶解1g这种土壤就会引发嗅味问题论文格式模板。由此推断，水体的沉积物也是致嗅物质的来源之一。

目前，致嗅物质2-MIB和Geosmin在富营养化水体中引发的嗅味问题更为普遍。2-MIB和Geosmin引发的异味问题的发生随着季节变化有一定规律，通常发生在春季、夏季或秋季。

徐盈等(2001)对武汉东湖中土霉味化合物浓度与藻菌的种类数量进行了两年的监测，发现东湖水体产生“土霉味”的主要成分为2-MIB，其随季节变化的规律为一年有3个高峰期生物滤池，即1月、4月和9月；且2-MIB的浓度与水体富营养化程度以及席藻和放线菌的生物量呈正相关(徐盈,黎雯 et al. 1999)。

Westerhoff(2005)等人研究了Arizona州的3个水库中的2-MIB和Geosmin的分布，结果表明，2-MIB的浓度通常高于Geosmin的浓度，而这两种物质的季节性发生的趋势是相同的。2-MIB的浓度从春天开始增加，直到夏末。2-MIB和Geosmin在水体中呈现垂直分布的趋势，其中在顶部的10m范围内，浓度最高。到了冬季，2-MIB则无法被检测到。通过对水库中的2-MIB进行质量衡算，证明水体中存在2-MIB的微生物降解作用(Westerhoff,Rodriguez-Hernandez et al. 2005)。

3. 2-MIB和Geosmin的氧化及吸附去除

在我国新修订的《生活饮用水卫生标准》（GB 5749-2006）中，这两种物质的浓度限值均为10ng/L。在日本的饮用水标准中，对这两种物质的浓度限值见表2。

表2日本生活饮用水水质标准

常规饮用水处理工艺，混凝-沉淀-过滤-消毒等很难去除这两种嗅味物质(Ashitani, Hishida et al. 1988; Lalezarycraig, Pirbazari etal. 1988; Nerenberg, Rittmann et al. 2000)。

氧化剂如氯、KMnO₄等，不能有效去除2-MIB和Geosmin(Lalezarycraig, Pirbazari et al. 1988; Liang, Stolarik et al. 1991; McGuire1999; Nerenberg, Rittmann et al. 2000; Ho, Newcombe et al. 2002; Ho, Hoefel etal. 2006)；而常规饮用水处理工艺过程中由于氯氧化剂的投加，还会引起藻类、细菌细胞的溶解，胞内物质流入水中，增加水体的嗅味，甚至使其达到几千ng/L(Velzeboer, Drikas et al.1995)，使得饮用水厂出水水质不能达标。目前，嗅味问题已经成为藻类爆发严重地区饮用水处理工艺的一大难题。

臭氧可直接破坏2-MIB和Geosmin的分子结构生物滤池，是一种去除2-MIB和Geosmin的较为有效的氧化剂(李勇，张晓健 et al. 2008)。但臭氧在去除2-MIB和Geosmin的同时，会生成新的引起异味的物质，产生果味、甜味等异味(Lundgren, Grimvall et al. 1988; Atasi,Chen et al. 1999; Nerenberg, Rittmann et al. 2000)。

粉末活性炭(PAC)和颗粒活性炭(GAC)都能够有效吸附2-MIB和Geosmin。投加PAC是目前去除季节性爆发的嗅味问题常用的方法，但是相对其他产生嗅味问题的物质（如H₂S），而言，PAC对2-MIB和Geosmin的去除效果较差。由于2-MIB和Geosmin的都属于疏水性小分子物质，在没有其他物质竞争吸附的时候，能够被微孔活性炭吸附。但是在原水中，由于水体中天然有机物（natural organic material，NOM）的存在会使处理效率大大降低(Newcombe, Drikas et al. 1997; Cook, Newcombe et al. 2001)，水体中NOM的浓度通常在mg/L量级，而2-MIB和Geosmin的浓度则通常在ng/L的量级，因此对2-MIB和Geosmin的吸附形成竞争吸附，导致去除效果大幅度下降论文格式模板。

Hepplewhite等人的研究表明，NOM中小分子成分对活性炭吸附MIB的吸附平衡有影响，而大分子成分对吸附去除速率存在影响(Hepplewhite, Newcombe et al.2004)。Cook等人的研究发现，原水中DOC（dissolvedorganic carbon）浓度低时，活性炭对2-MIB和Geosmin的吸附量则大(Cook,Newcombe et al. 2001)。Gillogly等人在采集的密歇根湖水（总TOC为1.8mg/L）中加入2-MIB生物滤池，研究了5种常见的PAC对2-MIB的去除情况，结果发现，当接触时间为4h时，2-MIB浓度从50ng/L降到5ng/L，需要PAC13~33mg/L；2-MIB浓度从100ng/L降到5ng/L，则需要PAC18~38mg/L。当水体中存在含氯消毒剂的时候，PAC的投加量还需要进一步增加，这远超过了绝大多数传统工艺中使用的PAC的投加量(12mg/L)(Gillogly, Snoeyink etal. 1998)。

颗粒活性炭床，当前面有预加氯工艺时，只有活性炭吸附作用，则很快会发生致嗅物质的穿透(Gillogly, Snoeyink et al.1999)，当颗粒活性炭作为填料支持微生物膜的生长时，则会对2-MIB和Geosmin具有较好的去除效果(Persson, Heinicke et al. 2007)。

因此，在实际工程中单独采用活性炭吸附去除2-MIB和Geosmin类嗅味物质时，，由于NOM的存在，会缩短颗粒活性炭滤层的寿命，或者增加粉末活性炭的投加量，造成经济成本的提高。

4. 2-MIB和Geosmin的生物降解

目前生物滤池，2-MIB和Geosmin的可生物降解性已经被大量研究所证明。

4.1 能够降解2-MIB和Geosmin的菌株

20世纪60年代，Silvey和Roach发现在蓝细菌和放线菌爆发时和爆发之后，土霉味会加剧。细菌腐败之后的代谢产物会刺激革兰氏阳性菌的生长，同时水源中的嗅味问题会减弱。推测革兰氏阳性菌可以将蓝细菌和放线菌释放的有机物作为一级基质加以利用，同时以致嗅物质做为二级基质将其转化降解，从而去除水体中的嗅味。之后的研究者分别从不同水体及其沉积物中，土壤以及给水处理的砂滤池中分离出能够降解2-MIB和Geosmin的微生物菌种。

(1)2-MIB降解菌

Yagi等人将一株购买的Bacillus subtilis菌株接种到颗粒活性炭填料上，过滤2-MIB的水溶液，滤液中2-MIB的浓度为1.6mg/L和1.8mg/L，滤液体积为2.8L，滤出液中2-MIB的浓度低于0.06和0.16mg/L，通过对照分析，认为其中56%的2-MIB被生物降解(Yagi,Nakashima et al. 1988)。

Izaguirre等人首次报道了2-MIB能够作为单独碳源被微生物降解。他们将从湖水中采集底泥富集培养约90天后，获得富集后的混合菌。在灭菌后的湖水中引入2-MIB后，加入富集后降解菌能够在11~16天内降解浓度为10mg/L量级的2-MIB；以蔗糖，果糖，葡萄糖或者醋酸钠作为一级基质时，混合菌株则能够在6~12天内降解ng/L量级的2-MIB。对获得的混合菌进行分离鉴定，鉴别出多株假单胞菌（Pseudomonas）生物滤池，但是这些菌株并不能单独降解2-MIB，只有在共同存在的条件下才能够降解2-MIB(Izaguirre, Wolfe et al.1988; Izaguirre, Wolfe et al. 1988)。

Sumitomo等人从日本京都供水厂慢速砂滤池中分离出一株假单丝酵母(Candidasp.)，在其他有机物（琼脂，乙醇或者葡萄糖）存在的条件下，这株菌能够降解10mg/L量级的2-MIB，但是需要；1992年，他们从处理含有2-MIB的琵琶湖水的砂滤池中分离出一株Pseudomonas fluorescens，能够降解100mg/L量级的2-MIB (Sumitomo 1988; Sumitomo1992)。

Egashira等人从中试规模的以陶粒为填料的生物滤池中分离出11株2-MIB降解菌，并鉴别出其中的7株，均为革兰氏阴性菌株，发现它们分属Pseudomonas aeruginosa, Flavobacterium multivorum,Pseudomonas sp.和Flavobacterium sp.，这些都是杆菌(Egashira,Ito et al. 1992)。

Ishida 和 Miyaji(1992)从处理湖水的快速砂滤池中分离出一株贫营养菌Bacillus sp.，能够在7天内完全降解mg/L量级的2-MIB，在接种了纯菌Bacillus sp.的实验室规模的小型过滤柱中，连续流条件下能够降解ng/L量级的2-MIB，这株菌对Geosmin没有降解作用(Ishidaand Miyaji 1992)。

Tanaka(1996)等人从处理含有2-MIB的琵琶湖水的生物滤池的反洗水中分离出2株能够降解2-MIB的菌株，分别为Pseudomonas sp.和Enterobacter sp.(Tanaka, Oritani et al. 1996)论文格式模板。

Lauderdale(2004)等人从季节性2-MIB爆发的湖水中成功分离出一株能够降解2-MIB的菌株，这株菌属于芽孢杆菌属对其16SrRNA进行了系统发育分析，结果表明生物滤池，其最接近B. fusiformis和B.sphaericus, 都属于B.sphaericus senso lato。同时还发现，其最大生长速率与氧消耗速率不一致，表明2-MIB对细胞生长具有一定的毒性。该研究还发现，在初始浓度5 mg/l到25 ng/l范围内，这株菌对2-MIB的去除率差别不大(Lauderdale,Aldrich et al. 2004)。

Eaton(2009)等人的研究表明，从美国EPA购买的菌株Rhodococcusruber (T1)和Pseudomonasputida (G1)能够降解2-MIB；从唐纳湖(DonnerLake)中以D-Camphor为单独碳源富集培养的Rhodococcuswratislaviensis (DLC-cam)也具有降解2-MIB的能力(Eatonand Sandusky 2009)。

表3汇总了截至目前已经分离获得的2-MIB微生物菌种。

表3目前为止报道的能够降解2-MIB的微生物菌种

(2) Geosmin降解菌

Silvey和Roach在1970年首次报道了一株能够降解Geosmin的菌，并鉴定为Bacillus cereus。

Narayan和Nunez在1974年报道了从土壤中富集分离出来的B. cereus 和B.subtilis在混有2%琼脂的培养基中能够降解mg/L量级的Geosmin，然而试验中他们并没有直接测定Geosmin的浓度变化，而是以氧呼吸速率作为降解的依据(Narayan and Nunez 1974)。

Danglot(1983)等人在研究中采用B. subtilis菌株，未能降解Geosmin(Danglot, Amar et al.1983)。MacDonald(1987)等人采用从AmericanType Culture Collection购买的B. cereus 和B.subtilis菌株，在含有葡萄糖酵母提取物以及无机盐的培养基中培养48h后，它们也都不能降解mg/L量级的Geosmin(Macdonald, Bock et al.1987)。

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