水体中嗅味物质的来源以及生物降解性能[1]_生物滤池
导读:：又称土嗅素或土味素。和Geosmin的浓度在ng/L～μg/L的量级。湖泊、水库水中最普遍存在的致嗅物质。重点介绍生物降解2-MIB和Geosmin研究现状。该生物滤池长4m。
关键词：土嗅素，2-MIB，致嗅物质，生物降解，微污染，水源水，生物滤池，X524
引言：
饮用水安全问题与人体健康密切相关，是关系到国计民生，影响经济和社会可持续发展、建设环境友好、人与自然和谐社会的重大问题。近年来，水体富营养现象日益加重，尤其是春夏季藻类大量繁殖，导致水体中藻源次生代谢产物—嗅味物质大量产生，严重威胁饮用水安全。
嗅味问题已经成为一个世界范围内的普遍问题。早在1876年Nichols就报道了藻类引发的嗅味问题(Persson 1995)。日本最大的淡水湖琵琶湖(Lake Biwa)自从1969年首次爆发了嗅味问题后，几乎每年夏季都会面临这一问题(Kikuchi, Mimura et al. 1972; Terauchi,Ohtani et al. 1995; Saadoun, Schrader et al. 2001)。1969年秋,芬兰Oulu 海域，由于鱼中的霉味导致当地居民失去大量经济收入(Persson 1992);70年代末生物滤池，挪威的Mjosa湖中大量的颤藻“水华”所引起的霉味影响了20万人的饮用水供应(Vik,Storhaug et al. 1988)。Suffett等对美国和加拿大的800多个水厂进行了调查，结果表明，43%的水厂曾经发生过持续时间超过1周的恶嗅事件，16%的水厂曾经发生过严重的嗅味问题，这些水厂平均消耗其运行费用的4.5%用于控制水体中的嗅味(Suffett 1996)。
在我国，水体的异嗅异味问题也普遍存在。2007年的太湖水体异味问题更是引发了全国的广泛关注。中国科学院水生生物研究所等单位对我国一些湖泊水体异味问题的调查研究表明，在滇池、太湖、巢湖、东湖等富营养化湖泊中这一问题十分严重(徐盈,黎雯 et al. 1999; 雷腊梅, 宋立荣et al. 2001; 宋立荣, 李林 et al. 2004)模板。以往仅见于相对静止的湖泊等水体的藻类繁殖现象在河流之中也开始出现，已危及我国大面积饮用水水源水的质量及饮用水安全。在饮用水水源污染日益加剧和饮用水标准不断提高的双重压力之下，我国饮用水行业面临空前的挑战。因此，开展嗅味物质的去除机理与技术研究的需求十分迫切。
在目前的技术水平下，已经可以检测10余种水中产生嗅味的物质，主要有2-甲基异冰片(2-Methylisoborneol)、1,10-二甲基-9-十氢萘醇(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、水库水中最普遍存在的致嗅物质，也是研究最多的致嗅物质，在饮用水标准中规定了这两种物质的浓度限值。
在天然水体中，2-MIB和Geosmin的浓度在ng/L～μg/L的量级，属于痕量物质，其嗅阈值均在10ng/L以下。由于这两种物质在自然环境中的浓度一般非常低，受到检测手段的限制生物滤池，对这两种物质的研究是近年来随着色谱-质谱(GC-MS)技术发展才逐渐展开的。特别是固相微萃取技术(solid-phase microextraction，SPME)的发明，极大地推动了2-MIB和Geosmin的相关研究。目前，采用顶空法固相微萃取工艺结合GC-MS分析方法，可以定量测定5～100ng/L浓度范围的2-MIB和Geosmin(张德明，徐荣et al. 2006;张锡辉，伍婧娉 et al. 2007)。
本文主要介绍关于水体中致嗅物质的2-MIB和Geosmin的性质、来源、降解途径等方面的研究进展，重点介绍生物降解2-MIB和Geosmin研究现状。
1. 致嗅物质2-MIB和 Geosmin的性质
2-MIB (2-methylisborneol)，2-甲基异莰醇，又称2-甲基异冰片，标准状态下为无色液体，是一种霉味物质，其嗅阈值为9ng/L(Elhadi, Huck et al. 2004)。Geosmin，1,10-二甲基-9-十氢萘醇，又称土嗅素或土味素，标准状态下为黄色透明液体，是一种土味物质，其嗅阈值为4ng/L(Pirbazari, Borow et al.1992)。Gerber在1968年阐明了Geosmin的化学结构(Gerber1968)，Rosen及其合作者在1970年首次在天然水体中分离出Geosmin。这两种物质的分子结构图见图1。这两种物质都存在正反异构体生物滤池，只有(-)-2-MIB和(-)-Geosmin才会引发土霉味。两种物质的化学性质见表1。
表 1 2-MIB和Geosmin的化学性质
| 2-MIB | Geosmin | |
| 名称 | (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 |
| 沸点(标态) [ 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 |
| 亨利常数(atm m3/mol) | 5.76í10-5 | 6.66í10-5 |
来源: Pirbazari, Borow et al.1992
图1 2-MIB和Geosmin分子结构图(Nerenberg, Rittmann et al. 2000)
2-MIB如果接触或者吸入人体，对皮肤或粘膜产生不可逆转的损伤。Geosmin则对眼睛有刺激作用。这两种物质均会引发一些身心不适，包括头疼，压力大，或者胃部不适等(Young, Horth et al. 1996)。水体中的2-MIB和Geosmin会在水生生物体内富集，引起生物味道的改变，进而影响到渔业产品的质量(Martin, Bennett et al. 1988;Persson 1995; Smith, Boyer et al. 2008)。
关于这两种物质的毒性，仅开展了一些其急性毒性的研究，而这些研究中使用的2-MIB和Geosmin浓度都远远超过它们在天然水体中的浓度，慢性暴露对生物体的长期性影响的研究尚未见报道。如，Dionigi 等人测定了这两种物质对沙门氏Salmonella typhimurium (TA98 和TA100 测试菌株)的毒性，结果表明，当这两种物质的浓度超过嗅阈值6个数量级时，仍未检测到细胞突变; 2-MIB和Geosmin的浓度高于45.2和18.1mg/L时，对测试菌株的生长有抑制作用(Dionigi, Lawlor et al. 1993)。Nakajima开展的Ames试验结果表明，这两种物质对测试菌株没有致突变性，但是对测试菌的生物活性有抑制作用。2-MIB和Geosmin对海胆发育时的形成受精膜的半抑制浓度分别为68.77mg/L、16.67mg/L;对海胆细胞裂解的半抑制浓度分别为66.86mg/L、16.58mg/L(Nakajima,Ogura et al. 1996)。Gagné等人在15℃条件下将红鳟鱼的肝细胞暴露在2-MIB和Geosmin中48个小时，发现当2-MIB和Geosmin的浓度分别为10mg/L和0.45mg/L时，能够引发鱼肝细胞DNA链的断裂(Gagne, Ridal et al. 1999)。 Lauderdale等人发现以2-MIB为碳源时生物滤池，其浓度在5~10mg/L范围内对细胞生长具有一定的毒性(Lauderdale, Aldrich et al.2004)。
2. 2-MIB和Geosmin的产生来源及分布
1969年，Medsker和Gerber首次报导了2-MIB是一种放线菌的天然代谢产物(Gerber1969)。Gerber 等于1965年第一次明确指出引起水体中土味的物质主要是放线菌的代谢产物Geosmin(Gerber and Lecheval.Ha 1965)。虽然最初发现2-MIB和Geosmin是放线菌的代谢产物，大量研究表明，在富营养化的水体中，蓝细菌是致嗅物质的主要来源;而在贫营养的环境中，放线菌则是2-MIB和Geosmin的主要来源(Persson1992)。
蓝细菌是一种原核生物，由大量且不均一的光合细菌组成，以前也被称作蓝绿藻。蓝细菌的形态有单细胞和丝状体两种。蓝细菌的营养要求比较简单，不需要维生素，能以硝酸盐或氨作为氮源。大多数种能够固氮，许多种为专性光能生物。蓝细菌广泛分布在陆地、淡水及海洋中，在营养丰富的淡水湖中，它们大量繁殖，形成“水华”(郭俊涛,卢小辉 et al. 2007)。
目前鉴别出来的能够产生2-MIB和Geosmin的蓝细菌包括Anabaena(鱼腥藻), Geitlerenema, Hyella,Jaaginema, Leiblenia, Oscillatoria(颤藻), Phormidium(席藻),Planktothrix, Porphyrosiphon, Pseudoanabaena(假鱼腥藻),Schizothrix, Symploca 和Tychonema等(Watson2003; Izaguirre and Taylor 2004)。
Juttner等人研究了2-MIB和Geosmin在蓝细菌细胞内外的分布情况，揭示了致嗅物质在蓝细菌细胞中的一种积累和释放过程，即在蓝细菌细胞内生长旺盛期(约前4d)，细胞内致嗅物质浓度不断增加，98%左右的致嗅物质存在于细胞内，随着细胞的衰老(4d后)生物滤池，细胞内致嗅物质浓度开始下降，而培养液中的浓度却不断增加，这与在天然水体中，蓝细菌生长最为旺盛的几天之后嗅味问题才出现是一致的(Juttner 1995)。
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
| 致嗅物质 | 处理工艺 | 浓度限值(ng/L) |
| 2-MIB | 粉末活性炭处理 | 20 |
| 活性炭颗粒等永久性设施 | 10 | |
| Geosmin | 粉末活性炭处理 | 20 |
| 活性炭颗粒等永久性设施 | 20 |
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)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-MIB降解菌 | 2-MIB代谢方式 | 生长方式 | 来源 | 文献来源 |
| Bacillus subtilis | 二级基质 | 纯菌 | 购买 | Yagi et al. (1988)(Yagi, Nakashima et al. 1988) |
| Pseudomonas spp. | 一级基质 | 混合菌 | 湖水及沉积物 | Izaguirre(1988)(Izaguirre, Wolfe et al. 1988) |
| Candida spp. | 二级基质 | 混合菌 | 慢速砂滤池 | Sumitomo(1988)(Sumitomo 1988) |
| Pseudomonas spp. | 一级基质 | 纯菌 | 快速砂滤池 | Sumitomo(1992)(Sumitomo 1992) |
| Pseudomonas aeruginosa | 二级基质 | 纯菌 | 生物滤池 | Egashira (1992)(Egashira, Ito et al. 1992) |
| Flavobacterium multivorum | ||||
| Pseudomonas spp. | ||||
| Flavobacterium spp. | ||||
| Bacillus spp. | 二级基质 | 纯菌 | 快速砂滤池 | Ishida and Miyaji (1992)(Ishida and Miyaji 1992) |
| Pseudomonas putida | 一级基质 | 纯菌 | 砂滤池 | Oikawa (1995)(Oikawa, Shimizu et al. 1995) |
| Pseudomonas spp. | 一级基质 | 纯菌 | 生物滤池 | Tanaka (1996)(Tanaka, Oritani et al. 1996) |
| Enterobacter spp. | ||||
| Bacillus spp. |
一级基质 二级基质 |
纯菌 | 湖水 | Lauder dale(2004) (Lauderdale, Aldrich et al. 2004) |
| Pseudomonas putida | 二级基质 | 纯菌 | 购买 | Eaton(2009)(Eaton and Sandusky 2009) |
| Rhodococcus ruber | ||||
| Rhodococcus wratislaviensis DLC-cam | 二级基质 | 纯菌 | 土壤 |
(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)。
如前所述，Yagi(1988)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Geosmin的水溶液，滤液中Geosmin的浓度为1.5mg/L，滤液体积为1.9L，滤出液中Geosmin的浓度低于0.01mg/L，通过对照分析，认为其中72%的Geosmin被生物降解(Yagi,Nakashima et al. 1988)。
Saadoun和El-Migdadi(1998)将能够产生Geosmin的Streptomyceshalstedii (A-1strain)菌和多种革兰氏阳性菌共同培养生物滤池，进行微生物醇类转化反应测定，结果表明含有Arthrobacter atrocyaneus,Arthrobacter globiformis, Chlorophenolicus菌N-1053和Rhodococcusmoris可能具有降解Geosmin的能力(Saadounand El-Migdadi 1998)。
上述结果中鉴别出来的Geosmin降解菌株均属于革兰氏阳性菌。澳大利亚水质中心(AWQC)的Hoefel和Ho课题组近年来从Morgan水厂的砂滤池中分离并鉴定出多株能够降解Geosmin的革兰氏阴性菌，包括：Pseudomonassp., Alphaproteobacterium，Sphingomonassp. 和一株属于Acidobacteriaceae科的菌株(Ho,Hoefel et al. 2007)。进而该课题组首次报道了三株革兰氏阴性菌能够协同降解Geosmin：Sphingopyxisalaskensis, Novosphingobiumstygiae 和Pseudomonas veronii。当Geosmin作为唯一碳源，浓度为20mg/L时，混合菌经过14天的培养后开始降解Geosmin，51天后降解率达到96%;将混合菌加入含有 37ng/L和131ng/L Geosmin的灭菌水库水中，经过20天培养，Geosmin降解至低于2ng/L。协同降解的机制可能是其中的一株菌具有能够降解Geosmin的全部基因，但是需要其他菌株提供必要的生长因子或者是其他营养物(Hoefel, Ho et al. 2006)。将这三株菌接种到内径2.5cm，高15cm的生物砂滤柱中，与未接种的滤柱相比，Geosmin的去除率从25%提高到75%(McDowall,Hoefel et al. 2009)。
该课题组还从砂滤池中富集并分离的一株革兰氏阴性菌，Alphaproteobacteria属，能够独立有效地以Geosmin为单独碳源，经过42天培养后，降解mg/L量级的Geosmin。这株菌对于Geosmin的降解反应属于伪一级动力学反应(Hoefel, Ho et al. 2009)。
表4汇总了已经报道的能够降解Geosmin的微生物菌种格式模板。
表4目前为止报道的能够降解Geosmin的微生物菌种
| Geosmin降解菌 |
Geosmin 代谢方式 |
生长方式 | 来源 | 文献来源 | |
| Bacillus cereus | 二级基质 | 混合菌 | 湖水 | Silvey和Roach(1970)(Narayan and Nunez 1974) | |
| 二级基质 | 纯菌 | 土壤 | Narayan和Nunez (1974)(Narayan and Nunez 1974) | ||
| Bacillus subtilis | |||||
| 二级基质 | 纯菌 | 购买 | Yagi et al. (1988)(Yagi, Nakashima et al. 1988) | ||
| Arthrobacter atrocyaneus | 二级基质 | 纯菌 | 购买 | Saadoun和El-Migdadi (1998)(Saadoun and El-Migdadi 1998) | |
| Arthrobacter globiformis | |||||
| Chlorophenolicus N-1053 | |||||
| Rhodococcus moris | |||||
|
Sphingopyxis alaskensis, Novosphingobium stygiae Pseudomonas veronii |
一级基质 二级基质 |
混合菌 | 砂滤池 | Hoefel(2006)(Hoefel, Ho et al. 2006) | |
|
Alphaproteobacteria Sphingomonas spp. Pseudomonas spp. Acidobacteriaceae |
一级基质 | 混合菌 | 砂滤池 | L. Ho (2007)(Ho, Hoefel et al. 2007) | |
| Alphaproteobacteria |
一级基质 二级基质 |
纯菌 | 砂滤池 | Hoefel(2009)(Hoefel, Ho et al. 2009) |
根据已有的实验结果，我们可以初步得出以下结论：
到目前为止，分离出的能够降解2-MIB和Geosmin的菌株均为好氧异养细菌。而微生物对于2-MIB和Geosmin的降解方式可以分为2种生物滤池，一种是以2-MIB和Geosmin作为一级基质直接利用，一种是以2-MIB和Geosmin为二级基质利用。对于具有2-MIB和Geosmin降解能力的菌株来说，mg/L量级的致嗅物质可以作为单独碳源支持微生物的生长;而10mg/L~ng/L量级的致嗅物质，需要在其他易降解的一级基质存在的条件下，才能够作为二级基质被微生物利用。
有的菌种可以单独降解2-MIB或者Geosmin，而有的需要在多株混合菌种共同存在时协同降解2-MIB或者Geosmin。
微生物对2-MIB和Geosmin的降解都是缓慢的过程，在有其他容易被微生物利用的一级基质存在的条件下，微生物对2-MIB和Geosmin的降解速率比单独碳源的条件下要快，但是一般仍然需要几天到几个星期，Ho等人所在的研究组分离出的能够降解Geosmin的革兰氏阴性菌对Geosmin的降解一般都需要几十天时间。这可能是由于降解菌需要生长一定时间达到一定数量时才能够降解致嗅物质。另一个可能的解释是降解2-MIB和Geosmin的酶是诱导酶，在实验条件下需要几天时间进行诱导。还可能是因为2-MIB和Geosmin对微生物细胞生长具有一定的毒性。
4.2 生物降解2-MIB和Geosmin的途径
(1) 2-MIB可能的生物降解途径
2-MIB的降解途径可能和樟脑(camphor)类似，樟脑是一种双环酮，已经证明其能够被菌株Pseudomonas 和Mycobacterium rhodochrous通过生物Baeyer- Villiger反应降解(Trudgill, 1984)。在降解过程中，樟脑的环状结构通过单加氧酶催化的一系列中间反应裂解，从而形成不稳定的内酯。
Sumitomo(1988)等人证实从砂滤池中分离出的Pseudomonas fluorescens降解2-MIB的中间产物包括2-Methylenebornane,2-methyl-2-bornene及其同分异构体(Sumitomo 1988)。
Oikawa (1995)等人从GAC生物滤池中分离出的Pseudomonas spp.和从快速砂滤池中分离出的Flavobacterium，其染色体DNA和质粒DNA中都存在能够降解2-MIB的基因。研究者将一株樟脑降解菌Pseudomonas putida的整个Cam操纵子转化到大肠杆菌中，使得大肠杆菌具备了降解2-MIB的能力(Oikawa,Shimizu et al. 1995)。
Tanaka(1996)等人采用Pseudomonas和Enterobacter.T降解2-MIB的过程中，鉴别出2种可能的脱水产物，2-methylcamphene 和2-methylenebornane(Tanaka,Oritani et al. 1996)。
Eaton(2009)等人研究了对樟脑具有不同降解途径的三种降解菌对2-MIB的转化生物滤池，实验结果表明，三株菌都能成功转化2-MIB，研究者鉴别出了三株菌转化2-MIB的中间产物。其中Rhodococcus ruber (T1)将2-MIB转化为3-hydroxy-2-MIB，Pseudomonasputida (G1)将2-MIB转化为6-hydroxy-2-MIB，Rhodococcuswratislaviensis (DLC-cam)将2-MIB首先转化为5-hydroxy-2-MIB，最后得到5-keto-2-MIB。这三株菌都是通过对2-MIB的六环中的2号碳进行羟基化从而将2-MIB转化的。这三株菌对樟脑和2-MIB的转化降解途径见图2(Eaton and Sandusky 2009)。
图2 菌株R.ruber T1和P.putida G1降解樟脑的初级产物(A)和T1, G1和DLC-cam生物转化2-MIB的初级产物(B)(Eatonand Sandusky 2009)。
(2) Geosmin可能的生物降解途径
Geosmin的生物降解途径可能和环己醇相似格式模板。Trudgill(1984)证明，菌株Acinetobacter和Nocardia，通过类似Baeyer- Villiger的反应利用单加氧酶催化降解环己醇。首先，环己醇被氧化成一种脂环酮，然后通过单加氧酶在环上插入一个氧原子，这步生成的内酯是不稳定的，通过水解变成双酸。
Saito (1999)等人鉴别出4中可能的Geosmin的生物代谢产物(图3)，其中2种两种产物正好是用于化学合成(±)-Geosmin的原料(Saito,Tanaka et al. 1996; Saito, Tokuyama et al. 1999).
图3生物降解Geosmin的可能的中间产物(Saito,Tokuyama et al. 1999)
4.3 生物滤池工艺去除2-MIB和Geosmin的研究
将生物处理工艺应用于饮用水处理中，在欧洲大部分国家和北美已经很普遍(Rittman and Huchk,1989;Rittman and Snoeyink,1984)。生物过滤是一种既能去除水中有机物，氨氮等污染物质，又能去除浊度的综合过滤方式。生物过滤系统由于能耗低，设备构建和维修成本低，是目前应用最广泛的生物处理工艺。
由于致嗅物质2-MIB和Geosmin具有可生物降解性，因此采用生物技术去除致嗅物质2-MIB和Geosmin也成为当前领域的一个研究方向。目前生物滤池，已经开展了一些应用生物过滤去除致嗅物质的研究工作，从这些研究的成果看，生物方法是控制水中2-MIB和Geosmin的较为有效且可行的处理技术，其处理效果好，费用低，改造容易(只需将传统的过滤池改造成生物滤池)，具有良好的应用前景。
生物滤池去除效果的影响因素主要包括温度，曝气量，水力负荷(EBCT)，致嗅物质的初始浓度和生物量等，但是对这些因素的影响还缺乏系统的研究。
(1)实际工程中的研究
如前所述，从实际水厂的砂滤池中曾分离出多株具有2-MIB和Geosmin降解能力的菌种。在实际饮用水厂中，常规处理工艺中的砂滤池，通常会由于微生物膜的存在，具有一定的去除致嗅物质的能力。
Ashitani等对日本大阪常规饮用水处理厂的中试规模快速砂滤池进出水中的2-MIB和Geosmin进行了检测，在砂滤池前没有预加氯设施时，快速砂滤池出水中的Geosmin可以降到嗅阈值附近，进水240ng/L时，出水最低可以降到0;对MIB也有很大程度的去除生物滤池，进水MIB 120ng/L时，出水最低可以降到55ng/L(Ashitani, Hishida etal. 1988)。有运行参数吗?
Sumitomo报道了日本京都一家水厂采用混有粉末活性炭PAC的砂滤池，该滤池直径2.7m，长2.5m，处理能力为500m3/d，进水中致嗅物质的浓度在100~200ng/L，停止加入PAC10天之后该滤池对2-MIB和Geosmin的去除率能达到70%以上(Sumitomo1992)。
Egashira和Terauchi等人研究了中试规模的生物滤池对2-MIB的去除效果。该生物滤池长4m，直径40cm，填料是直径4~5mm的多孔陶粒，以湖水为水源，平均进水浓度从50ng/L到800ng/L，天然湖水中的2-MIB的去除率为60到80%。在湖水中加入合成2-MIB，浓度为219ng/L和893ng/L，平均去除率分别为83%和73%。而且，无论进水浓度如何波动，去除率是稳定的。2-MIB的去除动力学属于一级动力学反应(Egashira,Ito et al. 1992; Terauchi, Ohtani et al. 1995)。
Metz等人从2000~2005年之间监测了美国俄亥俄州，辛辛那提自来水厂快速砂滤池中，2-MIB和Geosmin的去除情况，在EBCT为6~7min时生物滤池，对2-MIB的平均去除率达到80%，对Geosmin的去除率达到52.5%(Metz,R.C.Pohlman et al. 2006) 。
(2)实验室研究结果
Namkung和Rittmann采用一推流式生物膜反应器，研究了其对2-MIB和Geosmin的降解效率。反应器接种从贫营养的湖水中分离出的细菌，采用1mg/L富里酸作为一级基质格式模板。进水中2-MIB和Geosmin的浓度均为100mg/L，其去除率分别达到44%和55%。他们推测通过降低进水浓度，增加一级基质去除率，增加生物膜的表面积，加速传质和提高微生物的停留时间均可以提高致嗅物质的去除率(Namkung and Rittmann 1987)。
Hattori采用接种了河水中的细菌的蜂窝管填料的生物滤柱过滤含有2-MIB和Geosmin的湖水，在2h内，出水中的Geosmin从90ng/L可以降到33ng/L以下，而2-MIB从160ng/L降到60ng/L。在水力负荷为62~242L/m2×d，接触时间为2h的以蜂窝管为填料的中试规模的生物滤池中，当进水2-MIB浓度为98~114ng/L，出水中2-MIB的浓度降为61~66ng/L(Hattori1988)。
Lundgren等人采用实验室规模的慢速砂滤池处理含有2-MIB和Geosmin实际河水，MIB和Geosmin为50ng/L，对2-MIB和Geosmin的去除率均超过95%。在刚接种的一周内，去除效果不佳。当减少氧气的曝气量，改为氮气时，该工艺对2-MIB和Geosmin的去除率下降了50%以上(Lundgren,Grimvall et al. 1988)。
Sumitomo等人采用直径5cm生物滤池，长80cm的填有直径4mm~10mm的砂石的滤柱，处理混有2-MIB的琵琶湖水，对ng/L量级的2-MIB去除率在20天以后能达到80%以上(Sumitomo1992)。
Huck采用直径2.6cm，高10cm的滤柱，接种由醋酸钠富集的生物膜，在处理含有Geosmin的自配水时，开始的几天内，对Geosmin的去除效果仅为17%~19%，但是去除率随时间的延长在逐渐增加(Huck, Kenefick et al. 1995)。
Elhadi等人采用新鲜的GAC和对TOC没有去除能力的“耗尽”的GAC(exhausted GAC, E-GAC)作为填料的生物滤池，处理含有TOC，1~1.1mg/L，2-MIB和Geosmin均为100ng/L的自配水，运行55天后，新鲜的活性炭床中，Geosmin和2-MIB的去除率分别达到87%和63%;而“耗尽”的颗粒活性炭床中，Geosmin和2-MIB的去除率分别达到87%和51%。运行过程中，2-MIB的去除率始终比Geosmin的去除率低约30%。同时，Elhandi等人还研究了采用生物过滤工艺对2-MIB和Geosmin的去除的影响因素。当温度从20℃降到8℃时，滤池对2-MIB和Geosmin去除有显著下降(Elhadi,Huck et al. 2004; Elhadi, Huck et al. 2006)。
Uhl生物滤池，Persson等人比较了颗粒活性炭填料和粉碎的膨胀粘土(expanded clay, EC)填料的生物滤池对2-MIB的去除效果。EBCT为15min，进水的2-MIB和Geosmin均为20ng/L条件下，GAC填料的滤塔对两种物质的去除率都能达到90%，而粘土填料的滤塔对2-MIB和Geosmin去除率分别为55%和69%(Uhl, Persson et al. 2006;Persson, Heinicke et al. 2007)。
Ho研究了小试试验中生物砂滤塔对2-MIB和Geosmin的去除效果。填料来自Morgan水厂，进水2-MIB和Geosmin浓度均为100ng/L，出水中均降到10ng/L以下。动力学分析表明，生物膜对2-MIB和Geosmin的降解近似为伪一级反应。当进水浓度分别为200和50 ng/L时，降解速率接近，而与初始的微生物接种量密切相关(Ho, Hoefel et al. 2007)。
有关曝气生物滤池的详细技术参数见表5.
表5目前为止报道的曝气生物滤池的详细参数及去除效果汇总
| 文献来源 | 填料 | 反应器尺寸 | EBCT | 运行时间 | 进水 | 去除率 | ||||||
| 种类 | 粒径 | 深度 | 直径 | 高度 | 分钟 | 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 |
以上实验结果验证了生物滤池工艺对去除2-MIB和Geosmin的有效性格式模板。
生物滤池工艺可以富集具有降解2-MIB和Geosmin能力的微生物，生物膜对2-MIB和Geosmin存在一定的截留作用。生物滤池的优势在于工艺简单，设备构建和维修成本低，另外不需要其他添加可能产生副产物的化学物质，是一种具有很好应用前景的技术。
分析已有的研究我们可以发现，接种的生物膜需要一定的培养时间达到成熟期，才能够达到较好的去除效果。以颗粒活性炭为填料的曝气生物滤池对去除致嗅物质的效果较好。
当前的研究空白主要表现在以下几个方面：通常生物滤池处理2-MIB和Geosmin的出水浓度都不能达到2-MIB和Geosmin嗅阈值以下，如何强化生物滤池对2-MIB和Geosmin的去除仍有待研究。目前的研究主要集中在实验室的间歇式反应器上，且运行时间较短。长期的大规模的运行效果及工艺参数都有待进一步研究。
5. 展望
从20世纪80年代以来，致嗅物质的研究得到了越来越多的重视，生物过滤去除致嗅物质的研究已经起步。尤其是色谱-质谱技术的成熟，固相微萃取技术的发明，以及分子生物学的飞速发展，为今后的研究工作奠定了良好的基础。
但仍存在一些问题与技术有待进一步研究，包括高效富集能够降解致嗅物质的微生物的方法还不成熟，目前的研究集中在实验室的间歇式反应器上;在实际工程中采用生物过滤工艺去除致嗅物质，其技术储备尚不充分，有关生物滤池反应器的长期运转的研究尚未见报道。
参考文献
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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