隨著石油的大規(guī)模開采，聚合物驅(qū)作為有效的3次采油技術(shù)得到了大規(guī)模的應(yīng)用，同時也產(chǎn)生了大量的含聚丙烯酰胺(HPAM)的采出水.由于含聚污水粘度大，難生物降解，所以很難達(dá)到當(dāng)?shù)氐奶幚順?biāo)準(zhǔn)，易打破水回收系統(tǒng)的平衡，并且產(chǎn)生昂貴的處理費(fèi)用.外排污水中的HPAM由于不能被完全降解而在環(huán)境中不斷累積，進(jìn)而造成對環(huán)境的污染，以及對人類健康的潛在威脅.因此，對含聚污水的處理已經(jīng)成為保證油田可持續(xù)發(fā)展亟待解決的問題.
國內(nèi)外有許多關(guān)于好氧法處理含聚污水的報(bào)道.例如，報(bào)道，從活性污泥和受到石油污染的土壤中分離出2株好氧菌，它們可以利用HPAM作為唯一的碳源;研究發(fā)現(xiàn)，好氧顆粒污泥對聚合物驅(qū)采出水具有良好的適應(yīng)性，并能有效地促進(jìn)HPAM的生物降解，但并沒有達(dá)到理想的降解效果.因此，為了尋找一個有效降解含HPAM污水的方法，本文擬對厭氧生物法處理含HPAM污水進(jìn)行研究.
作為一個特定的厭氧反應(yīng)器，ABR由于具有設(shè)計(jì)簡單、穩(wěn)定性高、耗能低和處理效果好等特點(diǎn)而被廣泛應(yīng)用于試驗(yàn)中.例如，研究了ABR處理高鹽度低營養(yǎng)的重油采出水的效果，探討了ABR處理大豆蛋白加工廢水的性能.除此之外，ABR還被用于處理含四價鉻的酸性廢水、含聚乙烯醇廢水、酸性礦排、威士忌酒廠廢水等.但關(guān)于用ABR處理高濃度含HPAM污水的報(bào)道卻很少見.
課題組前期對HPAM的性質(zhì)及好氧生物法降解HPAM開展了大量的研究，結(jié)果表明，好氧生物法能夠有效地降解HPAM.基于此，本文進(jìn)一步研究了厭氧生物法處理高濃度含HPAM污水的效果，并對HPAM降解菌的降解條件進(jìn)行優(yōu)化.同時，利用ABR對含HPAM污水的處理進(jìn)行擴(kuò)大化實(shí)驗(yàn)研究，以得到更好的降解效果，為處理含HPAM污水提供一個有效的方法.
2 材料與方法
2.1 菌種、接種污泥來源和實(shí)驗(yàn)材料
選取實(shí)驗(yàn)室低溫保藏的2株HPAM降解菌PAM-F1和PM-2進(jìn)行實(shí)驗(yàn).接種污泥取自青島市某廢水處理廠生物處理二沉淀池.污泥呈棕褐色，粒徑為1~2 mm，總懸浮物(MLSS)為21.8 g · L-1，揮發(fā)性懸浮物(MLVSS)為12.35 g · L-1，污泥沉降指數(shù)為31.19.
實(shí)驗(yàn)用模擬污水：HPAM(相對分子量2.2×107，水解度23%，固含量90%)500 mg · L-1，用葡萄糖調(diào)節(jié)CODCr值至1500~1700 mg · L-1.添加氮源(NH4Cl)、磷源(磷酸二氫鉀)，使CODCr ∶ N ∶ P=300 ∶ 5 ∶ 1，用NaHCO3調(diào)節(jié)進(jìn)水pH為7.0~7.5.除此之外，配水中還添加了鎂離子、鐵離子、錳離子等微生物生長所需的微量元素.
2.2 培養(yǎng)基
富集培養(yǎng)基(g · L-1)：蛋白胨5，牛肉膏10，NaCl 5，去離子水1000 mL.降解培養(yǎng)基(g · L-1)：HPAM 0.5，NH4Cl 1.0，MgSO4 · 7H2O 2.0，NaSO4 2.0，CaCl2 0.05，NaH2PO4 3.0，K2HPO4 3.0，pH值調(diào)節(jié)至7.0~7.5，去離子水1000 mL.所有的培養(yǎng)基均在121 ℃下滅菌20 min后使用.
2.3 菌種的馴化與鑒定
降解菌在250 mL的厭氧瓶中進(jìn)行富集培養(yǎng)，35 ℃下富集培養(yǎng)2 d后，取5 mL的富集菌液接種到裝有100 mL降解培養(yǎng)基的250 mL厭氧瓶中，35 ℃下培養(yǎng)7 d后，再取出5 mL的降解培養(yǎng)液接種到100 mL新鮮的降解培養(yǎng)基中培養(yǎng)7 d.30 d內(nèi)不斷重復(fù)這個馴化過程，得到馴化好的降解菌，待用.所有的厭氧瓶在加入培養(yǎng)基后，通氮?dú)? min，以去除溶解氧，保證厭氧的環(huán)境.
菌株P(guān)M-2已經(jīng)被實(shí)驗(yàn)室其他研究人員鑒定為蠟樣芽孢桿菌(Bacillus sp.).所以，為了更好地了解菌株P(guān)AM-F1的特性，通過生理生化特征和16S rDNA測序分析對其進(jìn)行菌種鑒定.
2.4 實(shí)驗(yàn)用ABR
實(shí)驗(yàn)所用的ABR采用有機(jī)玻璃加工訂做而成，規(guī)格尺寸為650 mm×150 mm×500 mm(長×寬×高)，有效容積約為35.5 L.反應(yīng)器由5個隔室組成，前4個隔室為降解隔室，第5隔室為沉降室.前4個隔室中設(shè)有上流室和下流室，其寬度之比為4 ∶ 1，折流板底部轉(zhuǎn)角為40°.4個隔室的頂部設(shè)有集氣孔便于收集反應(yīng)產(chǎn)生的氣體，并在各個隔室底部兩端設(shè)計(jì)倒角，既便于水流通往上流室中部，又避免“死區(qū)”出現(xiàn).在隔室側(cè)面設(shè)有取污泥口和取水口，便于定期監(jiān)測反應(yīng)器內(nèi)污泥及污水變化情況.第5個隔室設(shè)有回流孔，用于污水的回流，有利于提高反應(yīng)器的工作效率.由蠕動泵在ABR的進(jìn)、出水端均勻進(jìn)水和出水.ABR實(shí)驗(yàn)裝置示意圖如圖 1所示.
圖 1 厭氧折流板反應(yīng)器示意圖
2.5 分析方法
2.5.1 HPAM降解率和CODCr去除率的測定
HPAM的濃度采用淀粉-碘化鉻法測定，CODCr采用重鉻酸鉀法測定，其中，HPAM生物降解率η1和CODCr去除率η2的計(jì)算公式為：
式中，C0和C1分別表示降解前、后的HPAM濃度(mg · L-1); Ca和Cb分別表示降解前、后的CODCr值(mg · L-1).
2.5.2 傅里葉-紅外光譜(FT-IR)分析
HPAM干粉和降解產(chǎn)物分析采用紅外光譜法，取適量樣品，KBr壓片，用德國布魯克Tensor27傅里葉-紅外光譜儀分析.
2.5.3 掃描電鏡(SEM)分析
從ABR反應(yīng)器中取出反應(yīng)后的顆粒污泥，進(jìn)行掃描電鏡分析.對反應(yīng)前后的顆粒污泥進(jìn)行前處理，方法見文獻(xiàn).用S3400型掃描電鏡觀察污泥的形態(tài)結(jié)構(gòu)變化.
3 結(jié)果與討論
3.1 PAM-F1的菌種鑒定結(jié)果
PAM-F1菌株為短桿菌，有鞭毛，在富集培養(yǎng)基表面菌體呈現(xiàn)橘紅色菌落，菌落濕潤、中間凸起、形狀規(guī)則.在革蘭氏染色試驗(yàn)、明膠試驗(yàn)和葡萄糖試驗(yàn)中呈陽性，V-P試驗(yàn)和甲基紅試驗(yàn)呈陰性.經(jīng)測序后獲得1486 bp的PAM-F1的16S rDNA序列，將PAM-F1的基因序列上傳至GenBank(http://www.ncbi.nlm.nih.gov)，獲得GenBank登錄號為KC476501.1.并與已有的序列進(jìn)行Blast基因比對，結(jié)果見表 1.綜合生理生化特征和16S rDNA序列分析結(jié)果，確定PAM-F1為紅球菌(Rhodococcus sp.).
表1 PAM-F1基因比對結(jié)果
3.2 厭氧瓶實(shí)驗(yàn)中菌株降解條件的優(yōu)化
3.2.1 最佳降解時間的確定
將兩株單獨(dú)菌和混合菌的培養(yǎng)液分別按10%的接入量接入到100 mL的降解培養(yǎng)基中，在35 ℃的生化培養(yǎng)箱中培養(yǎng)，間隔一定時間測定HPAM的濃度.從圖 2中可以看出，在反應(yīng)前3 d，HPAM的降解效果不是很明顯.但從第4 d開始，隨著降解時間的延長，HPAM的降解率迅速增加，到達(dá)第9 d以后，降解率趨于平緩.這是由于開始階段厭氧菌生長緩慢，對HPAM的降解效果不明顯.隨著時間的延長，菌種逐漸適應(yīng)環(huán)境，開始快速生長，降解率也開始增高.但隨著對底物的消耗，厭氧菌的生長受到抑制，降解率增長緩慢，最后趨于平緩，從而得到9 d為最佳降解時間.
圖 2 降解時間對聚丙烯酰胺降解率的影響
3.2.2 最佳溫度的確定
溫度是影響微生物生命活動的重要因素，影響著酶的活性和酶促反應(yīng)速率，而適宜的培養(yǎng)溫度可使微生物以最快的速率生長繁殖.將馴化好的培養(yǎng)液按10%的量分別接入到100 mL的降解培養(yǎng)基中，分別在10、15、20、25、30、35、40、45 ℃的條件下培養(yǎng)，7 d后測定降解效果.由圖 3可知，10~40 ℃時，HPAM的降解率不斷增加，當(dāng)溫度超過40 ℃時，降解率明顯降低.且在35~40 ℃之間，降解效果明顯，40 ℃時，HPAM降解率最高，可達(dá)37.26%.因此，35~40 ℃為最適宜降解溫度范圍.
圖 3 溫度對HPAM降解率的影響
3.2.3 最佳初始pH的確定
厭氧微生物的生命活動、代謝過程與環(huán)境的pH值密切相關(guān).pH通過影響細(xì)菌細(xì)胞膜的通透性、膜結(jié)構(gòu)的穩(wěn)定性和物質(zhì)的溶解性或電離性來影響營養(yǎng)物質(zhì)的吸收，從而影響細(xì)菌的生長速率.每種微生物都有最適宜生長的pH范圍，大多數(shù)微生物最適宜的pH范圍為6.5~7.5.將馴化好的培養(yǎng)液按10%的量接入到100 mL降解培養(yǎng)基中，分別將pH值設(shè)定為3.0、4.0、5.0、6.0、6.5、7.0、7.5、8.0、9.0、10.0、11.0，在35 ℃的恒溫培養(yǎng)箱中培養(yǎng)7 d后測定HPAM的濃度.由圖 4可知，pH在6.0~9.0之間時，HPAM能夠有效地降解，而最佳降解pH大約在7.0~7.8之間.當(dāng)pH低于7.0或者高于7.8時，HPAM的降解率大幅度降低.當(dāng)pH為7.5時，降解率達(dá)到最大值37.69%.
圖 4 初始pH值對HPAM降解率的影響
3.2.4 最佳活化次數(shù)的確定
將不同活化次數(shù)的培養(yǎng)液按10%的量接入到100 mL降解培養(yǎng)基中，在35 ℃的恒溫培養(yǎng)箱中培養(yǎng)7 d后測定HPAM的濃度.如圖 5所示，活化3次的培養(yǎng)基中，HPAM的降解效果最好，降解率可達(dá)35.7%.因此，確定最佳活化次數(shù)為3次.
圖 5 活化次數(shù)對HPAM降解率的影響
3.2.5 最佳條件下不同菌株HPAM降解率的測定
將活化3次的培養(yǎng)液按10%的量接入到100 mL的pH=7.5的降解培養(yǎng)基中，40 ℃下培養(yǎng)9 d后測定HPAM的濃度.如圖 6所示，在最佳條件下，對于500 mg · L-1的HPAM溶液，PAM-F1和PM-2對HPAM的降解率分別為36.14%和37.75%，而混合菌的降解效果更好，降解率可達(dá)40.69%.這可能是兩株菌協(xié)同作用的結(jié)果.厭氧瓶實(shí)驗(yàn)表明，厭氧法能夠有效降解HPAM污水.
圖 6 最優(yōu)條件下不同菌株的降解效果
3.2.6 生物降解前后HPAM的結(jié)構(gòu)分析
分別對厭氧瓶實(shí)驗(yàn)中生物降解前后的HPAM進(jìn)行傅里葉-紅外光譜掃描，結(jié)果如圖 7所示.HPAM作為一種伯酰胺，在3330 cm-1和3190 cm-1處的吸收峰分別對應(yīng)于—NH2鍵的反對稱峰和對稱伸縮振動峰，而1660 cm-1處的吸收峰對應(yīng)于—CONH2中C O鍵的對稱伸縮振動峰.對比圖 7可以看出，厭氧生物降解后，2903 cm-1左右的亞甲基反對稱吸收峰消失，1679 cm-1處酰胺I(C O)伸縮振動峰的吸收強(qiáng)度變?nèi)酰f明微生物在生長過程中利用了HPAM上的部分碳作為其生長所需的碳源.而降解產(chǎn)物的譜圖中，3479 cm-1和3413 cm-1處游離—NH2特征吸收峰強(qiáng)度增強(qiáng)，3280 cm-1處締結(jié)—NH2特征吸收峰強(qiáng)度減弱，說明厭氧生物降解了HPAM上的部分胺基.而且1166 cm-1和1114 cm-1處的吸收峰強(qiáng)度明顯減弱，這與C—N伸縮振動有關(guān)，說明厭氧生物降解后酰胺基的含量明顯減少，從而進(jìn)一步證明：微生物能夠降解并利用HPAM上的部分胺基和碳作為其生長所需的氮源與碳源.也由此推斷出，HPAM的降解是發(fā)生在水解酸化階段.而通常參與水解酸化的細(xì)菌比較容易培養(yǎng)，其增值速率也快，這也與文中最佳降解時間僅為9 d的結(jié)果相吻合.
圖 7 生物降解前后聚丙烯酰胺的傅里葉-紅外光譜圖
3.3 ABR處理含HPAM污水試驗(yàn)
3.3.1 ABR處理含HPAM污水的效果分析
為了對厭氧瓶生物降解實(shí)驗(yàn)進(jìn)行擴(kuò)大化研究，并加速反應(yīng)器的啟動，將最優(yōu)條件下培養(yǎng)的混合菌接種到裝有1/2體積污泥的ABR中，進(jìn)行ABR厭氧生物降解實(shí)驗(yàn).整個ABR實(shí)驗(yàn)在室溫條件下進(jìn)行，試驗(yàn)確立了ABR的水力停留時間為24 h，出水回流比為10 ∶ 1，用葡萄糖與HPAM作為共基質(zhì)來調(diào)節(jié)CODCr，從而達(dá)到所需的容積負(fù)荷.
ABR的啟動分為兩個階段：第一階段，所配污水的CODCr控制在500 mg · L-1，容積負(fù)荷為0.50 kg · m-3 · d-1(以CODCr計(jì))，第一階段運(yùn)行25 d后，CODCr和HPAM的去除效果較為理想;隨即進(jìn)入啟動的第二階段，增加CODCr到1700 mg · L-1，容積負(fù)荷增加到1.3 kg · m-3 · d-1.
反應(yīng)器經(jīng)過啟動階段55 d的運(yùn)行，CODCr的去除率在75%以上，HPAM的去除率也在60%以上，這表明ABR反應(yīng)器達(dá)到了穩(wěn)定狀態(tài).此時，通入模擬污水20 d，每隔1 d測定CODCr和HPAM的濃度.圖 8和圖 9分別體現(xiàn)了CODCr和HPAM的變化.由圖 8可以看出，盡管進(jìn)水的CODCr不斷變化，但CODCr的去除率都能達(dá)到85%以上.尤其當(dāng)進(jìn)水CODCr為1693 mg · L-1時，出水CODCr能夠降到170 mg · L-1，此時，CODCr的去除率最高，達(dá)到89.96%.而在圖 9中，第14 d時HPAM降解率最高，為75.48%，明顯高于研究的61.2%的HPAM降解率，這說明ABR能有效地處理高濃度含HPAM污水.
圖 8 CODCr的濃度和降解率隨時間的變化
圖 9 ABR中HPAM降解率隨時間的變化
3.3.2 ABR反應(yīng)前后污泥外觀形態(tài)的SEM分析
ABR啟動完成后，取出適量的污泥進(jìn)行觀察，發(fā)現(xiàn)有黑色厭氧顆粒污泥形成.用蒸餾水沖洗掉絮狀污泥，挑取出厭氧顆粒污泥于培養(yǎng)皿中，分別對接種顆粒污泥和成熟顆粒污泥的外觀形態(tài)進(jìn)行SEM分析.從圖 10a中可以看出，接種污泥的結(jié)構(gòu)不緊密，呈零碎狀態(tài)，很容易被進(jìn)入反應(yīng)器的污水沖走或者被水流剪切成碎片，成為新生厭氧顆粒污泥的內(nèi)核，有利于重新組裝成比較大的顆粒污泥.而與接種污泥相比，成熟后的厭氧污泥(圖 10b)結(jié)構(gòu)緊密，表面呈多孔結(jié)構(gòu).緊湊的結(jié)構(gòu)增加了微生物與HPAM的接觸面積，有利于提高HPAM的降解率，為增加生物量提供了可能.而多孔的結(jié)構(gòu)能為微生物提供有機(jī)質(zhì)，并且也是微生物的產(chǎn)氣通道.除此之外，成熟顆粒污泥表面有大量的微生物存在，其中以短桿菌和球菌為主，這也驗(yàn)證了成熟污泥有利于微生物的大量生長和繁殖.分析結(jié)果表明，ABR內(nèi)形成了成熟的顆粒污泥，它們能有效地降解HPAM，并為菌株的生長繁殖提供有利的條件.具體參見污水寶商城資料或http://www.dowater.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。
圖 10 顆粒污泥的掃描電鏡圖片(a.接種污泥;b.成熟污泥)
4 結(jié)論
1)運(yùn)用厭氧瓶對含500 mg · L-1 HPAM的污水進(jìn)行厭氧水解酸化生物處理，結(jié)果發(fā)現(xiàn)，當(dāng)降解時間為9 d，連續(xù)活化次數(shù)為3次，溫度為35~40 ℃，初始pH值為7.5時，混合菌的降解效果最好，降解率可達(dá)40.69%，說明厭氧水解酸化能夠降解HPAM.生物降解前后HPAM的傅里葉-紅外光譜圖對比顯示，細(xì)菌能夠降解并利用HPAM的部分胺基和碳作為生長所需的氮源和碳源，并且推斷HPAM的降解過程發(fā)生在水解酸化階段.通過生理生化特征和16S rDNA分析，確定PAM-F1為紅球菌.
2)經(jīng)過ABR處理的含500 mg · L-1 HPAM的污水，CODCr去除率和HPAM降解率最高分別可達(dá)89.96%和75.48%.顆粒污泥的掃描電鏡觀察顯示，ABR內(nèi)形成了成熟的顆粒污泥，它們能夠有效地促進(jìn)HPAM的生物降解，并為微生物的生長繁殖提供有利的條件.ABR實(shí)驗(yàn)進(jìn)一步證明了厭氧水解酸化過程可以有效地處理含高濃度HPAM污水.