水體中嗅味物質的來源以及生物降解性能[1]_生物濾池
導讀:：又稱土嗅素或土味素。和Geosmin的濃度在ng/L～μg/L的量級。湖泊、水庫水中最普遍存在的致嗅物質。重點介紹生物降解2-MIB和Geosmin研究現狀。該生物濾池長4m。
關鍵詞：土嗅素，2-MIB，致嗅物質，生物降解，微污染，水源水，生物濾池，X524
引言：
飲用水安全問題與人體健康密切相關，是關系到國計民生，影響經濟和社會可持續發展、建設環境友好、人與自然和諧社會的重大問題。近年來，水體富營養現象日益加重，尤其是春夏季藻類大量繁殖，導致水體中藻源次生代謝產物—嗅味物質大量產生，嚴重威脅飲用水安全。
嗅味問題已經成為一個世界范圍內的普遍問題。早在1876年Nichols就報道了藻類引發的嗅味問題(Persson 1995)。日本最大的淡水湖琵琶湖(Lake Biwa)自從1969年首次爆發了嗅味問題后，幾乎每年夏季都會面臨這一問題(Kikuchi, Mimura et al. 1972; Terauchi,Ohtani et al. 1995; Saadoun, Schrader et al. 2001)。1969年秋,芬蘭Oulu 海域，由于魚中的霉味導致當地居民失去大量經濟收入(Persson 1992);70年代末生物濾池，挪威的Mjosa湖中大量的顫藻“水華”所引起的霉味影響了20萬人的飲用水供應(Vik,Storhaug et al. 1988)。Suffett等對美國和加拿大的800多個水廠進行了調查，結果表明，43%的水廠曾經發生過持續時間超過1周的惡嗅事件，16%的水廠曾經發生過嚴重的嗅味問題，這些水廠平均消耗其運行費用的4.5%用于控制水體中的嗅味(Suffett 1996)。
在我國，水體的異嗅異味問題也普遍存在。2007年的太湖水體異味問題更是引發了全國的廣泛關注。中國科學院水生生物研究所等單位對我國一些湖泊水體異味問題的調查研究表明，在滇池、太湖、巢湖、東湖等富營養化湖泊中這一問題十分嚴重(徐盈,黎雯 et al. 1999; 雷臘梅, 宋立榮et al. 2001; 宋立榮, 李林 et al. 2004)模板。以往僅見于相對靜止的湖泊等水體的藻類繁殖現象在河流之中也開始出現，已危及我國大面積飲用水水源水的質量及飲用水安全。在飲用水水源污染日益加劇和飲用水標準不斷提高的雙重壓力之下，我國飲用水行業面臨空前的挑戰。因此，開展嗅味物質的去除機理與技術研究的需求十分迫切。
在目前的技術水平下，已經可以檢測10余種水中產生嗅味的物質，主要有2-甲基異冰片(2-Methylisoborneol)、1,10-二甲基-9-十氫萘醇(Geosmin)、2-乙丁基-3-甲氧基吡嗪(IBMP)、2-乙丙基-3-甲氧基吡嗪(IPMJP)、2,3,6-三氯茴香醚(TCA)和三甲基胺等(Lauderdale,Aldrich et al. 2004)。其中2-Methylisoborneol (2-MIB)和Geosmin是除了氯以外，湖泊、水庫水中最普遍存在的致嗅物質，也是研究最多的致嗅物質，在飲用水標準中規定了這兩種物質的濃度限值。
在天然水體中，2-MIB和Geosmin的濃度在ng/L～μg/L的量級，屬于痕量物質，其嗅閾值均在10ng/L以下。由于這兩種物質在自然環境中的濃度一般非常低，受到檢測手段的限制生物濾池，對這兩種物質的研究是近年來隨著色譜-質譜(GC-MS)技術發展才逐漸展開的。特別是固相微萃取技術(solid-phase microextraction，SPME)的發明，極大地推動了2-MIB和Geosmin的相關研究。目前，采用頂空法固相微萃取工藝結合GC-MS分析方法，可以定量測定5～100ng/L濃度范圍的2-MIB和Geosmin(張德明，徐榮et al. 2006;張錫輝，伍婧娉 et al. 2007)。
本文主要介紹關于水體中致嗅物質的2-MIB和Geosmin的性質、來源、降解途徑等方面的研究進展，重點介紹生物降解2-MIB和Geosmin研究現狀。
1. 致嗅物質2-MIB和 Geosmin的性質
2-MIB (2-methylisborneol)，2-甲基異莰醇，又稱2-甲基異冰片，標準狀態下為無色液體，是一種霉味物質，其嗅閾值為9ng/L(Elhadi, Huck et al. 2004)。Geosmin，1,10-二甲基-9-十氫萘醇，又稱土嗅素或土味素，標準狀態下為黃色透明液體，是一種土味物質，其嗅閾值為4ng/L(Pirbazari, Borow et al.1992)。Gerber在1968年闡明了Geosmin的化學結構(Gerber1968)，Rosen及其合作者在1970年首次在天然水體中分離出Geosmin。這兩種物質的分子結構圖見圖1。這兩種物質都存在正反異構體生物濾池，只有(-)-2-MIB和(-)-Geosmin才會引發土霉味。兩種物質的化學性質見表1。
表 1 2-MIB和Geosmin的化學性質
| 2-MIB | Geosmin | |
| 名稱 | (1-R-exo)-1,2,7,7-tetramethyl bucyclo-[2,2,1]-heptan-2-ol | 2β,6α-Dimethylbicyclo[4.4.0]decan-1β-ol |
| 分子式 | C11H20O | C12H22O |
| 分子量 [g/mol] | 168 | 182 |
| 密度 [g/cm3] | 0.9288 | 0.9494 |
| 沸點(標態) [ oC ] | 196.7 | 165.1 |
| 水中溶解度 [mg/L] | 194.5 | 150.2 |
| 折射率 | 1.4738 | 1.4650 |
| Log(Kow) | 3.13 | 3.70 |
| Vapor Pressure(atm) | 6.68í10-5 | 5.49í10-5 |
| 亨利常數(atm m3/mol) | 5.76í10-5 | 6.66í10-5 |
來源: Pirbazari, Borow et al.1992
圖1 2-MIB和Geosmin分子結構圖(Nerenberg, Rittmann et al. 2000)
2-MIB如果接觸或者吸入人體，對皮膚或粘膜產生不可逆轉的損傷。Geosmin則對眼睛有刺激作用。這兩種物質均會引發一些身心不適，包括頭疼，壓力大，或者胃部不適等(Young, Horth et al. 1996)。水體中的2-MIB和Geosmin會在水生生物體內富集，引起生物味道的改變，進而影響到漁業產品的質量(Martin, Bennett et al. 1988;Persson 1995; Smith, Boyer et al. 2008)。
關于這兩種物質的毒性，僅開展了一些其急性毒性的研究，而這些研究中使用的2-MIB和Geosmin濃度都遠遠超過它們在天然水體中的濃度，慢性暴露對生物體的長期性影響的研究尚未見報道。如，Dionigi 等人測定了這兩種物質對沙門氏Salmonella typhimurium (TA98 和TA100 測試菌株)的毒性，結果表明，當這兩種物質的濃度超過嗅閾值6個數量級時，仍未檢測到細胞突變; 2-MIB和Geosmin的濃度高于45.2和18.1mg/L時，對測試菌株的生長有抑制作用(Dionigi, Lawlor et al. 1993)。Nakajima開展的Ames試驗結果表明，這兩種物質對測試菌株沒有致突變性，但是對測試菌的生物活性有抑制作用。2-MIB和Geosmin對海膽發育時的形成受精膜的半抑制濃度分別為68.77mg/L、16.67mg/L;對海膽細胞裂解的半抑制濃度分別為66.86mg/L、16.58mg/L(Nakajima,Ogura et al. 1996)。Gagné等人在15℃條件下將紅鱒魚的肝細胞暴露在2-MIB和Geosmin中48個小時，發現當2-MIB和Geosmin的濃度分別為10mg/L和0.45mg/L時，能夠引發魚肝細胞DNA鏈的斷裂(Gagne, Ridal et al. 1999)。 Lauderdale等人發現以2-MIB為碳源時生物濾池，其濃度在5~10mg/L范圍內對細胞生長具有一定的毒性(Lauderdale, Aldrich et al.2004)。
2. 2-MIB和Geosmin的產生來源及分布
1969年，Medsker和Gerber首次報導了2-MIB是一種放線菌的天然代謝產物(Gerber1969)。Gerber 等于1965年第一次明確指出引起水體中土味的物質主要是放線菌的代謝產物Geosmin(Gerber and Lecheval.Ha 1965)。雖然最初發現2-MIB和Geosmin是放線菌的代謝產物，大量研究表明，在富營養化的水體中，藍細菌是致嗅物質的主要來源;而在貧營養的環境中，放線菌則是2-MIB和Geosmin的主要來源(Persson1992)。
藍細菌是一種原核生物，由大量且不均一的光合細菌組成，以前也被稱作藍綠藻。藍細菌的形態有單細胞和絲狀體兩種。藍細菌的營養要求比較簡單，不需要維生素，能以硝酸鹽或氨作為氮源。大多數種能夠固氮，許多種為專性光能生物。藍細菌廣泛分布在陸地、淡水及海洋中，在營養豐富的淡水湖中，它們大量繁殖，形成“水華”(郭俊濤,盧小輝 et al. 2007)。
目前鑒別出來的能夠產生2-MIB和Geosmin的藍細菌包括Anabaena(魚腥藻), Geitlerenema, Hyella,Jaaginema, Leiblenia, Oscillatoria(顫藻), Phormidium(席藻),Planktothrix, Porphyrosiphon, Pseudoanabaena(假魚腥藻),Schizothrix, Symploca 和Tychonema等(Watson2003; Izaguirre and Taylor 2004)。
Juttner等人研究了2-MIB和Geosmin在藍細菌細胞內外的分布情況，揭示了致嗅物質在藍細菌細胞中的一種積累和釋放過程，即在藍細菌細胞內生長旺盛期(約前4d)，細胞內致嗅物質濃度不斷增加，98%左右的致嗅物質存在于細胞內，隨著細胞的衰老(4d后)生物濾池，細胞內致嗅物質濃度開始下降，而培養液中的濃度卻不斷增加，這與在天然水體中，藍細菌生長最為旺盛的幾天之后嗅味問題才出現是一致的(Juttner 1995)。
除了藍細菌和放線菌，還有其他生物，例如，滑動細菌(如Lysobacter融桿菌屬)、變形蟲、細菌共生體，還有一些粘細菌都可以產生致嗅物質2-MIB和Geosmin。另外，一些土壤真菌如青霉菌屬，曲霉菌，毛霉菌類也可以產生致嗅物質2-MIB和Geosmin(Zaitlinand Watson 2006)。Stahl等人曾經估算，在土壤中，每kg土壤含有約12.2mg 2-MIB 和 8.7 mg Geosmin(Stahl and Parkin 1994)。這就意味著，每升水中溶解1g這種土壤就會引發嗅味問題格式模板。由此推斷，水體的沉積物也是致嗅物質的來源之一。
目前，致嗅物質2-MIB和Geosmin在富營養化水體中引發的嗅味問題更為普遍。2-MIB和Geosmin引發的異味問題的發生隨著季節變化有一定規律，通常發生在春季、夏季或秋季。
徐盈等(2001)對武漢東湖中土霉味化合物濃度與藻菌的種類數量進行了兩年的監測，發現東湖水體產生“土霉味”的主要成分為2-MIB，其隨季節變化的規律為一年有3個高峰期生物濾池，即1月、4月和9月;且2-MIB的濃度與水體富營養化程度以及席藻和放線菌的生物量呈正相關(徐盈,黎雯 et al. 1999)。
Westerhoff(2005)等人研究了Arizona州的3個水庫中的2-MIB和Geosmin的分布，結果表明，2-MIB的濃度通常高于Geosmin的濃度，而這兩種物質的季節性發生的趨勢是相同的。2-MIB的濃度從春天開始增加，直到夏末。2-MIB和Geosmin在水體中呈現垂直分布的趨勢，其中在頂部的10m范圍內，濃度最高。到了冬季，2-MIB則無法被檢測到。通過對水庫中的2-MIB進行質量衡算，證明水體中存在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
在我國新修訂的《生活飲用水衛生標準》(GB 5749-2006)中，這兩種物質的濃度限值均為10ng/L。在日本的飲用水標準中，對這兩種物質的濃度限值見表2。
表2日本生活飲用水水質標準
| 致嗅物質 | 處理工藝 | 濃度限值(ng/L) |
| 2-MIB | 粉末活性炭處理 | 20 |
| 活性炭顆粒等永久性設施 | 10 | |
| Geosmin | 粉末活性炭處理 | 20 |
| 活性炭顆粒等永久性設施 | 20 |
常規飲用水處理工藝，混凝-沉淀-過濾-消毒等很難去除這兩種嗅味物質(Ashitani, Hishida et al. 1988; Lalezarycraig, Pirbazari etal. 1988; Nerenberg, Rittmann et al. 2000)。
氧化劑如氯、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);而常規飲用水處理工藝過程中由于氯氧化劑的投加，還會引起藻類、細菌細胞的溶解，胞內物質流入水中，增加水體的嗅味，甚至使其達到幾千ng/L(Velzeboer, Drikas et al.1995)，使得飲用水廠出水水質不能達標。目前，嗅味問題已經成為藻類爆發嚴重地區飲用水處理工藝的一大難題。
臭氧可直接破壞2-MIB和Geosmin的分子結構生物濾池，是一種去除2-MIB和Geosmin的較為有效的氧化劑(李勇，張曉健 et al. 2008)。但臭氧在去除2-MIB和Geosmin的同時，會生成新的引起異味的物質，產生果味、甜味等異味(Lundgren, Grimvall et al. 1988; Atasi,Chen et al. 1999; Nerenberg, Rittmann et al. 2000)。
粉末活性炭(PAC)和顆粒活性炭(GAC)都能夠有效吸附2-MIB和Geosmin。投加PAC是目前去除季節性爆發的嗅味問題常用的方法，但是相對其他產生嗅味問題的物質(如H2S)，而言，PAC對2-MIB和Geosmin的去除效果較差。由于2-MIB和Geosmin的都屬于疏水性小分子物質，在沒有其他物質競爭吸附的時候，能夠被微孔活性炭吸附。但是在原水中，由于水體中天然有機物(natural organic material，NOM)的存在會使處理效率大大降低(Newcombe, Drikas et al. 1997; Cook, Newcombe et al. 2001)，水體中NOM的濃度通常在mg/L量級，而2-MIB和Geosmin的濃度則通常在ng/L的量級，因此對2-MIB和Geosmin的吸附形成競爭吸附，導致去除效果大幅度下降格式模板。
Hepplewhite等人的研究表明，NOM中小分子成分對活性炭吸附MIB的吸附平衡有影響，而大分子成分對吸附去除速率存在影響(Hepplewhite, Newcombe et al.2004)。Cook等人的研究發現，原水中DOC(dissolvedorganic carbon)濃度低時，活性炭對2-MIB和Geosmin的吸附量則大(Cook,Newcombe et al. 2001)。Gillogly等人在采集的密歇根湖水(總TOC為1.8mg/L)中加入2-MIB生物濾池，研究了5種常見的PAC對2-MIB的去除情況，結果發現，當接觸時間為4h時，2-MIB濃度從50ng/L降到5ng/L，需要PAC13~33mg/L;2-MIB濃度從100ng/L降到5ng/L，則需要PAC18~38mg/L。當水體中存在含氯消毒劑的時候，PAC的投加量還需要進一步增加，這遠超過了絕大多數傳統工藝中使用的PAC的投加量(12mg/L)(Gillogly, Snoeyink etal. 1998)。
顆粒活性炭床，當前面有預加氯工藝時，只有活性炭吸附作用，則很快會發生致嗅物質的穿透(Gillogly, Snoeyink et al.1999)，當顆粒活性炭作為填料支持微生物膜的生長時，則會對2-MIB和Geosmin具有較好的去除效果(Persson, Heinicke et al. 2007)。
因此，在實際工程中單獨采用活性炭吸附去除2-MIB和Geosmin類嗅味物質時，，由于NOM的存在，會縮短顆粒活性炭濾層的壽命，或者增加粉末活性炭的投加量，造成經濟成本的提高。
4. 2-MIB和Geosmin的生物降解
目前生物濾池，2-MIB和Geosmin的可生物降解性已經被大量研究所證明。
4.1 能夠降解2-MIB和Geosmin的菌株
20世紀60年代，Silvey和Roach發現在藍細菌和放線菌爆發時和爆發之后，土霉味會加劇。細菌腐敗之后的代謝產物會刺激革蘭氏陽性菌的生長，同時水源中的嗅味問題會減弱。推測革蘭氏陽性菌可以將藍細菌和放線菌釋放的有機物作為一級基質加以利用，同時以致嗅物質做為二級基質將其轉化降解，從而去除水體中的嗅味。之后的研究者分別從不同水體及其沉積物中，土壤以及給水處理的砂濾池中分離出能夠降解2-MIB和Geosmin的微生物菌種。
(1)2-MIB降解菌
Yagi等人將一株購買的Bacillus subtilis菌株接種到顆粒活性炭填料上，過濾2-MIB的水溶液，濾液中2-MIB的濃度為1.6mg/L和1.8mg/L，濾液體積為2.8L，濾出液中2-MIB的濃度低于0.06和0.16mg/L，通過對照分析，認為其中56%的2-MIB被生物降解(Yagi,Nakashima et al. 1988)。
Izaguirre等人首次報道了2-MIB能夠作為單獨碳源被微生物降解。他們將從湖水中采集底泥富集培養約90天后，獲得富集后的混合菌。在滅菌后的湖水中引入2-MIB后，加入富集后降解菌能夠在11~16天內降解濃度為10mg/L量級的2-MIB;以蔗糖，果糖，葡萄糖或者醋酸鈉作為一級基質時，混合菌株則能夠在6~12天內降解ng/L量級的2-MIB。對獲得的混合菌進行分離鑒定，鑒別出多株假單胞菌(Pseudomonas)生物濾池，但是這些菌株并不能單獨降解2-MIB，只有在共同存在的條件下才能夠降解2-MIB(Izaguirre, Wolfe et al.1988; Izaguirre, Wolfe et al. 1988)。
Sumitomo等人從日本京都供水廠慢速砂濾池中分離出一株假單絲酵母(Candidasp.)，在其他有機物(瓊脂，乙醇或者葡萄糖)存在的條件下，這株菌能夠降解10mg/L量級的2-MIB，但是需要;1992年，他們從處理含有2-MIB的琵琶湖水的砂濾池中分離出一株Pseudomonas fluorescens，能夠降解100mg/L量級的2-MIB (Sumitomo 1988; Sumitomo1992)。
Egashira等人從中試規模的以陶粒為填料的生物濾池中分離出11株2-MIB降解菌，并鑒別出其中的7株，均為革蘭氏陰性菌株，發現它們分屬Pseudomonas aeruginosa, Flavobacterium multivorum,Pseudomonas sp.和Flavobacterium sp.，這些都是桿菌(Egashira,Ito et al. 1992)。
Ishida 和 Miyaji(1992)從處理湖水的快速砂濾池中分離出一株貧營養菌Bacillus sp.，能夠在7天內完全降解mg/L量級的2-MIB，在接種了純菌Bacillus sp.的實驗室規模的小型過濾柱中，連續流條件下能夠降解ng/L量級的2-MIB，這株菌對Geosmin沒有降解作用(Ishidaand Miyaji 1992)。
Tanaka(1996)等人從處理含有2-MIB的琵琶湖水的生物濾池的反洗水中分離出2株能夠降解2-MIB的菌株，分別為Pseudomonas sp.和Enterobacter sp.(Tanaka, Oritani et al. 1996)格式模板。
Lauderdale(2004)等人從季節性2-MIB爆發的湖水中成功分離出一株能夠降解2-MIB的菌株，這株菌屬于芽孢桿菌屬對其16SrRNA進行了系統發育分析，結果表明生物濾池，其最接近B. fusiformis和B.sphaericus, 都屬于B.sphaericus senso lato。同時還發現，其最大生長速率與氧消耗速率不一致，表明2-MIB對細胞生長具有一定的毒性。該研究還發現，在初始濃度5 mg/l到25 ng/l范圍內，這株菌對2-MIB的去除率差別不大(Lauderdale,Aldrich et al. 2004)。
Eaton(2009)等人的研究表明，從美國EPA購買的菌株Rhodococcusruber (T1)和Pseudomonasputida (G1)能夠降解2-MIB;從唐納湖(DonnerLake)中以D-Camphor為單獨碳源富集培養的Rhodococcuswratislaviensis (DLC-cam)也具有降解2-MIB的能力(Eatonand Sandusky 2009)。
表3匯總了截至目前已經分離獲得的2-MIB微生物菌種。
表3目前為止報道的能夠降解2-MIB的微生物菌種
| 2-MIB降解菌 | 2-MIB代謝方式 | 生長方式 | 來源 | 文獻來源 |
| Bacillus subtilis | 二級基質 | 純菌 | 購買 | Yagi et al. (1988)(Yagi, Nakashima et al. 1988) |
| Pseudomonas spp. | 一級基質 | 混合菌 | 湖水及沉積物 | Izaguirre(1988)(Izaguirre, Wolfe et al. 1988) |
| Candida spp. | 二級基質 | 混合菌 | 慢速砂濾池 | Sumitomo(1988)(Sumitomo 1988) |
| Pseudomonas spp. | 一級基質 | 純菌 | 快速砂濾池 | Sumitomo(1992)(Sumitomo 1992) |
| Pseudomonas aeruginosa | 二級基質 | 純菌 | 生物濾池 | Egashira (1992)(Egashira, Ito et al. 1992) |
| Flavobacterium multivorum | ||||
| Pseudomonas spp. | ||||
| Flavobacterium spp. | ||||
| Bacillus spp. | 二級基質 | 純菌 | 快速砂濾池 | Ishida and Miyaji (1992)(Ishida and Miyaji 1992) |
| Pseudomonas putida | 一級基質 | 純菌 | 砂濾池 | Oikawa (1995)(Oikawa, Shimizu et al. 1995) |
| Pseudomonas spp. | 一級基質 | 純菌 | 生物濾池 | Tanaka (1996)(Tanaka, Oritani et al. 1996) |
| Enterobacter spp. | ||||
| Bacillus spp. |
一級基質 二級基質 |
純菌 | 湖水 | Lauder dale(2004) (Lauderdale, Aldrich et al. 2004) |
| Pseudomonas putida | 二級基質 | 純菌 | 購買 | Eaton(2009)(Eaton and Sandusky 2009) |
| Rhodococcus ruber | ||||
| Rhodococcus wratislaviensis DLC-cam | 二級基質 | 純菌 | 土壤 |
(2) Geosmin降解菌
Silvey和Roach在1970年首次報道了一株能夠降解Geosmin的菌，并鑒定為Bacillus cereus。
Narayan和Nunez在1974年報道了從土壤中富集分離出來的B. cereus 和B.subtilis在混有2%瓊脂的培養基中能夠降解mg/L量級的Geosmin，然而試驗中他們并沒有直接測定Geosmin的濃度變化，而是以氧呼吸速率作為降解的依據(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)等人采用從AmericanType Culture Collection購買的B. cereus 和B.subtilis菌株，在含有葡萄糖酵母提取物以及無機鹽的培養基中培養48h后，它們也都不能降解mg/L量級的Geosmin(Macdonald, Bock et al.1987)。
如前所述，Yagi(1988)等人將一株購買的Bacillus subtilis菌株接種到顆粒活性炭填料上，過濾Geosmin的水溶液，濾液中Geosmin的濃度為1.5mg/L，濾液體積為1.9L，濾出液中Geosmin的濃度低于0.01mg/L，通過對照分析，認為其中72%的Geosmin被生物降解(Yagi,Nakashima et al. 1988)。
Saadoun和El-Migdadi(1998)將能夠產生Geosmin的Streptomyceshalstedii (A-1strain)菌和多種革蘭氏陽性菌共同培養生物濾池，進行微生物醇類轉化反應測定，結果表明含有Arthrobacter atrocyaneus,Arthrobacter globiformis, Chlorophenolicus菌N-1053和Rhodococcusmoris可能具有降解Geosmin的能力(Saadounand El-Migdadi 1998)。
上述結果中鑒別出來的Geosmin降解菌株均屬于革蘭氏陽性菌。澳大利亞水質中心(AWQC)的Hoefel和Ho課題組近年來從Morgan水廠的砂濾池中分離并鑒定出多株能夠降解Geosmin的革蘭氏陰性菌，包括：Pseudomonassp., Alphaproteobacterium，Sphingomonassp. 和一株屬于Acidobacteriaceae科的菌株(Ho,Hoefel et al. 2007)。進而該課題組首次報道了三株革蘭氏陰性菌能夠協同降解Geosmin：Sphingopyxisalaskensis, Novosphingobiumstygiae 和Pseudomonas veronii。當Geosmin作為唯一碳源，濃度為20mg/L時，混合菌經過14天的培養后開始降解Geosmin，51天后降解率達到96%;將混合菌加入含有 37ng/L和131ng/L Geosmin的滅菌水庫水中，經過20天培養，Geosmin降解至低于2ng/L。協同降解的機制可能是其中的一株菌具有能夠降解Geosmin的全部基因，但是需要其他菌株提供必要的生長因子或者是其他營養物(Hoefel, Ho et al. 2006)。將這三株菌接種到內徑2.5cm，高15cm的生物砂濾柱中，與未接種的濾柱相比，Geosmin的去除率從25%提高到75%(McDowall,Hoefel et al. 2009)。
該課題組還從砂濾池中富集并分離的一株革蘭氏陰性菌，Alphaproteobacteria屬，能夠獨立有效地以Geosmin為單獨碳源，經過42天培養后，降解mg/L量級的Geosmin。這株菌對于Geosmin的降解反應屬于偽一級動力學反應(Hoefel, Ho et al. 2009)。
表4匯總了已經報道的能夠降解Geosmin的微生物菌種格式模板。
表4目前為止報道的能夠降解Geosmin的微生物菌種
| Geosmin降解菌 |
Geosmin 代謝方式 |
生長方式 | 來源 | 文獻來源 | |
| Bacillus cereus | 二級基質 | 混合菌 | 湖水 | Silvey和Roach(1970)(Narayan and Nunez 1974) | |
| 二級基質 | 純菌 | 土壤 | Narayan和Nunez (1974)(Narayan and Nunez 1974) | ||
| Bacillus subtilis | |||||
| 二級基質 | 純菌 | 購買 | Yagi et al. (1988)(Yagi, Nakashima et al. 1988) | ||
| Arthrobacter atrocyaneus | 二級基質 | 純菌 | 購買 | Saadoun和El-Migdadi (1998)(Saadoun and El-Migdadi 1998) | |
| Arthrobacter globiformis | |||||
| Chlorophenolicus N-1053 | |||||
| Rhodococcus moris | |||||
|
Sphingopyxis alaskensis, Novosphingobium stygiae Pseudomonas veronii |
一級基質 二級基質 |
混合菌 | 砂濾池 | Hoefel(2006)(Hoefel, Ho et al. 2006) | |
|
Alphaproteobacteria Sphingomonas spp. Pseudomonas spp. Acidobacteriaceae |
一級基質 | 混合菌 | 砂濾池 | L. Ho (2007)(Ho, Hoefel et al. 2007) | |
| Alphaproteobacteria |
一級基質 二級基質 |
純菌 | 砂濾池 | Hoefel(2009)(Hoefel, Ho et al. 2009) |
根據已有的實驗結果，我們可以初步得出以下結論：
到目前為止，分離出的能夠降解2-MIB和Geosmin的菌株均為好氧異養細菌。而微生物對于2-MIB和Geosmin的降解方式可以分為2種生物濾池，一種是以2-MIB和Geosmin作為一級基質直接利用，一種是以2-MIB和Geosmin為二級基質利用。對于具有2-MIB和Geosmin降解能力的菌株來說，mg/L量級的致嗅物質可以作為單獨碳源支持微生物的生長;而10mg/L~ng/L量級的致嗅物質，需要在其他易降解的一級基質存在的條件下，才能夠作為二級基質被微生物利用。
有的菌種可以單獨降解2-MIB或者Geosmin，而有的需要在多株混合菌種共同存在時協同降解2-MIB或者Geosmin。
微生物對2-MIB和Geosmin的降解都是緩慢的過程，在有其他容易被微生物利用的一級基質存在的條件下，微生物對2-MIB和Geosmin的降解速率比單獨碳源的條件下要快，但是一般仍然需要幾天到幾個星期，Ho等人所在的研究組分離出的能夠降解Geosmin的革蘭氏陰性菌對Geosmin的降解一般都需要幾十天時間。這可能是由于降解菌需要生長一定時間達到一定數量時才能夠降解致嗅物質。另一個可能的解釋是降解2-MIB和Geosmin的酶是誘導酶，在實驗條件下需要幾天時間進行誘導。還可能是因為2-MIB和Geosmin對微生物細胞生長具有一定的毒性。
4.2 生物降解2-MIB和Geosmin的途徑
(1) 2-MIB可能的生物降解途徑
2-MIB的降解途徑可能和樟腦(camphor)類似，樟腦是一種雙環酮，已經證明其能夠被菌株Pseudomonas 和Mycobacterium rhodochrous通過生物Baeyer- Villiger反應降解(Trudgill, 1984)。在降解過程中，樟腦的環狀結構通過單加氧酶催化的一系列中間反應裂解，從而形成不穩定的內酯。
Sumitomo(1988)等人證實從砂濾池中分離出的Pseudomonas fluorescens降解2-MIB的中間產物包括2-Methylenebornane,2-methyl-2-bornene及其同分異構體(Sumitomo 1988)。
Oikawa (1995)等人從GAC生物濾池中分離出的Pseudomonas spp.和從快速砂濾池中分離出的Flavobacterium，其染色體DNA和質粒DNA中都存在能夠降解2-MIB的基因。研究者將一株樟腦降解菌Pseudomonas putida的整個Cam操縱子轉化到大腸桿菌中，使得大腸桿菌具備了降解2-MIB的能力(Oikawa,Shimizu et al. 1995)。
Tanaka(1996)等人采用Pseudomonas和Enterobacter.T降解2-MIB的過程中，鑒別出2種可能的脫水產物，2-methylcamphene 和2-methylenebornane(Tanaka,Oritani et al. 1996)。
Eaton(2009)等人研究了對樟腦具有不同降解途徑的三種降解菌對2-MIB的轉化生物濾池，實驗結果表明，三株菌都能成功轉化2-MIB，研究者鑒別出了三株菌轉化2-MIB的中間產物。其中Rhodococcus ruber (T1)將2-MIB轉化為3-hydroxy-2-MIB，Pseudomonasputida (G1)將2-MIB轉化為6-hydroxy-2-MIB，Rhodococcuswratislaviensis (DLC-cam)將2-MIB首先轉化為5-hydroxy-2-MIB，最后得到5-keto-2-MIB。這三株菌都是通過對2-MIB的六環中的2號碳進行羥基化從而將2-MIB轉化的。這三株菌對樟腦和2-MIB的轉化降解途徑見圖2(Eaton and Sandusky 2009)。
圖2 菌株R.ruber T1和P.putida G1降解樟腦的初級產物(A)和T1, G1和DLC-cam生物轉化2-MIB的初級產物(B)(Eatonand Sandusky 2009)。
(2) Geosmin可能的生物降解途徑
Geosmin的生物降解途徑可能和環己醇相似格式模板。Trudgill(1984)證明，菌株Acinetobacter和Nocardia，通過類似Baeyer- Villiger的反應利用單加氧酶催化降解環己醇。首先，環己醇被氧化成一種脂環酮，然后通過單加氧酶在環上插入一個氧原子，這步生成的內酯是不穩定的，通過水解變成雙酸。
Saito (1999)等人鑒別出4中可能的Geosmin的生物代謝產物(圖3)，其中2種兩種產物正好是用于化學合成(±)-Geosmin的原料(Saito,Tanaka et al. 1996; Saito, Tokuyama et al. 1999).
圖3生物降解Geosmin的可能的中間產物(Saito,Tokuyama et al. 1999)
4.3 生物濾池工藝去除2-MIB和Geosmin的研究
將生物處理工藝應用于飲用水處理中，在歐洲大部分國家和北美已經很普遍(Rittman and Huchk,1989;Rittman and Snoeyink,1984)。生物過濾是一種既能去除水中有機物，氨氮等污染物質，又能去除濁度的綜合過濾方式。生物過濾系統由于能耗低，設備構建和維修成本低，是目前應用最廣泛的生物處理工藝。
由于致嗅物質2-MIB和Geosmin具有可生物降解性，因此采用生物技術去除致嗅物質2-MIB和Geosmin也成為當前領域的一個研究方向。目前生物濾池，已經開展了一些應用生物過濾去除致嗅物質的研究工作，從這些研究的成果看，生物方法是控制水中2-MIB和Geosmin的較為有效且可行的處理技術，其處理效果好，費用低，改造容易(只需將傳統的過濾池改造成生物濾池)，具有良好的應用前景。
生物濾池去除效果的影響因素主要包括溫度，曝氣量，水力負荷(EBCT)，致嗅物質的初始濃度和生物量等，但是對這些因素的影響還缺乏系統的研究。
(1)實際工程中的研究
如前所述，從實際水廠的砂濾池中曾分離出多株具有2-MIB和Geosmin降解能力的菌種。在實際飲用水廠中，常規處理工藝中的砂濾池，通常會由于微生物膜的存在，具有一定的去除致嗅物質的能力。
Ashitani等對日本大阪常規飲用水處理廠的中試規模快速砂濾池進出水中的2-MIB和Geosmin進行了檢測，在砂濾池前沒有預加氯設施時，快速砂濾池出水中的Geosmin可以降到嗅閾值附近，進水240ng/L時，出水最低可以降到0;對MIB也有很大程度的去除生物濾池，進水MIB 120ng/L時，出水最低可以降到55ng/L(Ashitani, Hishida etal. 1988)。有運行參數嗎?
Sumitomo報道了日本京都一家水廠采用混有粉末活性炭PAC的砂濾池，該濾池直徑2.7m，長2.5m，處理能力為500m3/d，進水中致嗅物質的濃度在100~200ng/L，停止加入PAC10天之后該濾池對2-MIB和Geosmin的去除率能達到70%以上(Sumitomo1992)。
Egashira和Terauchi等人研究了中試規模的生物濾池對2-MIB的去除效果。該生物濾池長4m，直徑40cm，填料是直徑4~5mm的多孔陶粒，以湖水為水源，平均進水濃度從50ng/L到800ng/L，天然湖水中的2-MIB的去除率為60到80%。在湖水中加入合成2-MIB，濃度為219ng/L和893ng/L，平均去除率分別為83%和73%。而且，無論進水濃度如何波動，去除率是穩定的。2-MIB的去除動力學屬于一級動力學反應(Egashira,Ito et al. 1992; Terauchi, Ohtani et al. 1995)。
Metz等人從2000~2005年之間監測了美國俄亥俄州，辛辛那提自來水廠快速砂濾池中，2-MIB和Geosmin的去除情況，在EBCT為6~7min時生物濾池，對2-MIB的平均去除率達到80%，對Geosmin的去除率達到52.5%(Metz,R.C.Pohlman et al. 2006) 。
(2)實驗室研究結果
Namkung和Rittmann采用一推流式生物膜反應器，研究了其對2-MIB和Geosmin的降解效率。反應器接種從貧營養的湖水中分離出的細菌，采用1mg/L富里酸作為一級基質格式模板。進水中2-MIB和Geosmin的濃度均為100mg/L，其去除率分別達到44%和55%。他們推測通過降低進水濃度，增加一級基質去除率，增加生物膜的表面積，加速傳質和提高微生物的停留時間均可以提高致嗅物質的去除率(Namkung and Rittmann 1987)。
Hattori采用接種了河水中的細菌的蜂窩管填料的生物濾柱過濾含有2-MIB和Geosmin的湖水，在2h內，出水中的Geosmin從90ng/L可以降到33ng/L以下，而2-MIB從160ng/L降到60ng/L。在水力負荷為62~242L/m2×d，接觸時間為2h的以蜂窩管為填料的中試規模的生物濾池中，當進水2-MIB濃度為98~114ng/L，出水中2-MIB的濃度降為61~66ng/L(Hattori1988)。
Lundgren等人采用實驗室規模的慢速砂濾池處理含有2-MIB和Geosmin實際河水，MIB和Geosmin為50ng/L，對2-MIB和Geosmin的去除率均超過95%。在剛接種的一周內，去除效果不佳。當減少氧氣的曝氣量，改為氮氣時，該工藝對2-MIB和Geosmin的去除率下降了50%以上(Lundgren,Grimvall et al. 1988)。
Sumitomo等人采用直徑5cm生物濾池，長80cm的填有直徑4mm~10mm的砂石的濾柱，處理混有2-MIB的琵琶湖水，對ng/L量級的2-MIB去除率在20天以后能達到80%以上(Sumitomo1992)。
Huck采用直徑2.6cm，高10cm的濾柱，接種由醋酸鈉富集的生物膜，在處理含有Geosmin的自配水時，開始的幾天內，對Geosmin的去除效果僅為17%~19%，但是去除率隨時間的延長在逐漸增加(Huck, Kenefick et al. 1995)。
Elhadi等人采用新鮮的GAC和對TOC沒有去除能力的“耗盡”的GAC(exhausted GAC, E-GAC)作為填料的生物濾池，處理含有TOC，1~1.1mg/L，2-MIB和Geosmin均為100ng/L的自配水，運行55天后，新鮮的活性炭床中，Geosmin和2-MIB的去除率分別達到87%和63%;而“耗盡”的顆粒活性炭床中，Geosmin和2-MIB的去除率分別達到87%和51%。運行過程中，2-MIB的去除率始終比Geosmin的去除率低約30%。同時，Elhandi等人還研究了采用生物過濾工藝對2-MIB和Geosmin的去除的影響因素。當溫度從20℃降到8℃時，濾池對2-MIB和Geosmin去除有顯著下降(Elhadi,Huck et al. 2004; Elhadi, Huck et al. 2006)。
Uhl生物濾池，Persson等人比較了顆粒活性炭填料和粉碎的膨脹粘土(expanded clay, EC)填料的生物濾池對2-MIB的去除效果。EBCT為15min，進水的2-MIB和Geosmin均為20ng/L條件下，GAC填料的濾塔對兩種物質的去除率都能達到90%，而粘土填料的濾塔對2-MIB和Geosmin去除率分別為55%和69%(Uhl, Persson et al. 2006;Persson, Heinicke et al. 2007)。
Ho研究了小試試驗中生物砂濾塔對2-MIB和Geosmin的去除效果。填料來自Morgan水廠，進水2-MIB和Geosmin濃度均為100ng/L，出水中均降到10ng/L以下。動力學分析表明，生物膜對2-MIB和Geosmin的降解近似為偽一級反應。當進水濃度分別為200和50 ng/L時，降解速率接近，而與初始的微生物接種量密切相關(Ho, Hoefel et al. 2007)。
有關曝氣生物濾池的詳細技術參數見表5.
表5目前為止報道的曝氣生物濾池的詳細參數及去除效果匯總
| 文獻來源 | 填料 | 反應器尺寸 | EBCT | 運行時間 | 進水 | 去除率 | ||||||
| 種類 | 粒徑 | 深度 | 直徑 | 高度 | 分鐘 | 天 | TOC | MIB | GSM | MIB | GSM | |
| mm | cm | cm | cm | mg/l | ng/l | ng/l | % | % | ||||
|
Namkung,Rittmann (1987) |
玻璃珠 | 3 | 21 | 2.5 | 21 | 50 | 70 | 1 | 105 | 105 | 44 | 55 |
|
Lundgren (1988) |
砂石 | - | 50 | 10 | 50 | 2hr | 120 | 8~9 | 50 | 50 | 95 | 95 |
|
Sumitomo (1992) |
砂石 | 4~10 | 80 | 5 | 80 | 11.5~23 | 40 | 湖水 | 103 | - | 80 | - |
|
Egashira (1992) Terauchi (1995) |
多孔陶粒 | 4~5 | 150 | 40 | 400 | 12.7 | 16 | 湖水 | 219 | - | 82.6 | - |
| 893 | 72.8 | |||||||||||
|
Elhadi (2004) |
GAC | 0.8 | 50 | 5 | 200 | 5.6 | 56 |
1~ 1.1 |
100 | 100 | 87 | 63 |
|
E- GAC |
0.72 | 50 | 5 | 200 | 5.6 | 56 |
1~ 1.1 |
100 | 100 | 87 | 51 | |
|
Uhl(2006) Persson (2007) |
GAC | 0.8~1 | 100 | 5 | 100 | 15 | 14 | 3.9~5.7 | 20 | 20 | 90 | 90 |
| 30 | 10 | 96 | 96 | |||||||||
| EC | 0.85~0.95 | 100 | 5 | 100 | 15 | 14 | 3.9~5.7 | 20 | 20 | 55 | 69 | |
| 30 | 10 | 82 | 88 | |||||||||
| Ho(2007) | 砂石 | 0.83 | 15 | 2.5 | 30 | 15 | 100 | 2.4 | 100 | 100 | 90 | 90 |
以上實驗結果驗證了生物濾池工藝對去除2-MIB和Geosmin的有效性格式模板。
生物濾池工藝可以富集具有降解2-MIB和Geosmin能力的微生物，生物膜對2-MIB和Geosmin存在一定的截留作用。生物濾池的優勢在于工藝簡單，設備構建和維修成本低，另外不需要其他添加可能產生副產物的化學物質，是一種具有很好應用前景的技術。
分析已有的研究我們可以發現，接種的生物膜需要一定的培養時間達到成熟期，才能夠達到較好的去除效果。以顆粒活性炭為填料的曝氣生物濾池對去除致嗅物質的效果較好。
當前的研究空白主要表現在以下幾個方面：通常生物濾池處理2-MIB和Geosmin的出水濃度都不能達到2-MIB和Geosmin嗅閾值以下，如何強化生物濾池對2-MIB和Geosmin的去除仍有待研究。目前的研究主要集中在實驗室的間歇式反應器上，且運行時間較短。長期的大規模的運行效果及工藝參數都有待進一步研究。
5. 展望
從20世紀80年代以來，致嗅物質的研究得到了越來越多的重視，生物過濾去除致嗅物質的研究已經起步。尤其是色譜-質譜技術的成熟，固相微萃取技術的發明，以及分子生物學的飛速發展，為今后的研究工作奠定了良好的基礎。
但仍存在一些問題與技術有待進一步研究，包括高效富集能夠降解致嗅物質的微生物的方法還不成熟，目前的研究集中在實驗室的間歇式反應器上;在實際工程中采用生物過濾工藝去除致嗅物質，其技術儲備尚不充分，有關生物濾池反應器的長期運轉的研究尚未見報道。
參考文獻
Ashitani, K., Y.Hishida, et al. (1988). "Behavior of musty odorous compounds during theprocess of water treatment." Water Science & Technology 20(8-9):261-267.
Atasi, K. Z., T. P.Chen, et al. (1999). "Factor screening for ozonating the taste- andodor-causing compounds in source water at Detroit, USA." Water ScienceAnd Technology 40(6): 115-122.
Cook, D., G. Newcombe,et al. (2001). "The application of powdered activated carbon for MIB andgeosmin removal: Predicting PAC doses in four raw waters." WaterResearch 35(5): 1325-1333.
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