降解煙堿的厭氧活性污泥培養(yǎng)馴化研究

鐘 美 ， 阮愛東

（1.河海大學水文水資源學院， 江蘇 南京 210098；2.水文水資源與水利工程科學國家重點實驗室， 江蘇 南京 210098）

0 引言

煙堿（俗稱尼古?。┦潜姸酂煵輰僦参镏兄饕纳飰A類物質[1]。煙草中的煙堿能輕易穿透生物膜與血腦屏障[2]，使人患上肺癌及相關的外周動脈疾病[3]。我國是世界上最大的煙草種植和生產(chǎn)國[4]，僅制造1 t香煙就會產(chǎn)生多達60 t廢水[5]。煙堿獨特的化學結構特征造成其水溶性強，難以被絮凝劑絮凝沉淀，不易自然降解等特點[6]，且煙草廢水中總有機碳質量濃度很高（12 620.0 mg/L）[7]，污染物成分復雜，其中煙堿含量較高[8]，一旦進入土壤和水體會破壞生態(tài)平衡，所以降低煙草生產(chǎn)廢水及廢棄物對環(huán)境的污染已迫在眉睫。相比物理化學法，煙草廢水的生物處理具有高效經(jīng)濟特點[9]。目前，主要采用煙堿降解菌添加到活性污泥中的方法，馴化出能夠處理煙草廢水的好氧活性污泥[10]。關于煙堿廢水降解厭氧活性污泥方面的研究成果，尚少見報道。

本研究采用自然馴化法，利用受煙堿污染的深層土壤中存在的厭氧降解煙堿的微生物，通過煙堿脅迫被培養(yǎng)馴化成厭氧活性污泥，監(jiān)測馴化過程的出水煙堿濃度、pH值、氨氮和觀察污泥性狀，對厭氧活性污泥降解煙堿廢水和污泥形成機制進行探討。從實踐應用角度出發(fā)，探索能夠培養(yǎng)出具有煙堿降解效果的厭氧活性污泥生物強化技術。

1 實驗部分

1.1 模擬煙堿廢水

模擬煙堿廢水添加一定量的葡萄糖和磷酸二氫鉀與磷酸氫二鉀補充碳源和磷源，同時添加ρ（煙堿）約為100mg/L，使得進水中ρ（COD）約為 1000mg/L，ρ（COD）∶ρ（N）∶ρ（P）=200∶5∶1，ρ（Ca2+）約為 100mg/L，ρ（Mg2+）約為 100 mg/L，補充微量金屬元素，pH 值控制在7，反應池中溫度控制在35℃，氧化還原電位控制在-200 mV以下。

1.2 試劑與儀器

實驗儀器包括SBR反應器（有效容積2 L，自制），帶水浴外筒的UASB厭氧反應器（有效容積7.4L，自制），BT100-2J精密蠕動泵（保定蘭格），EXO2多參數(shù)水質監(jiān)測儀（YSI，美國），1260Infinity高效液相色譜儀（安捷倫，美國），UV-5100紫外可見分光光度計（元析，上海），50I光學顯微鏡（NIKON，日本）。

1.3 實驗方法

供試樣品采自合肥卷煙廠老廠區(qū)堆放煙草廢棄物達30 a之久的地表以下20～30 cm層的土壤。

采用自然培菌法，利用土壤中自然生長的煙堿耐受微生物，經(jīng)過富集培養(yǎng)，煙堿脅迫馴化形成具有降解煙堿的厭氧活性污泥。具體方法:第1步，將土壤加入含煙堿的模擬煙堿廢水，富集土壤中的厭氧煙堿耐受微生物；第2步，在SBR中，加入土壤混合液、模擬煙堿廢水和粉末活性炭1 g，曝氮氣，控制氧化還原電位-200 mV以下，間歇曝氮氣使得反應器泥水混合均勻；每隔一個靜置時期（5d）將SBR中1/4體積上清液排出，然后補充相同體積的模擬煙堿廢水，待測SBR出水的煙堿濃度達到穩(wěn)定，調整進水煙堿質量濃度200 mg/L，待測SBR出水的煙堿濃度達到穩(wěn)定，再次調整進水煙堿質量濃度，直到500 mg/L。進水煙堿濃度呈梯度變化，在于讓厭氧煙堿降解微生物逐步適應新的進水水質，以防高負荷的煙堿帶來沖擊，從而獲得較高的煙堿去除效果和系統(tǒng)穩(wěn)定性；第3步，SBR循環(huán)周期過長，馴化過程中會產(chǎn)生有毒有害物質，影響厭氧活性污泥生長。馴化70 d后采用UASB系統(tǒng)，投加SBR中污泥和模擬煙堿廢水，煙堿進水質量濃度保持100 mg/L左右，控制氧化還原電位-200 mV以下，水力停留時間為48 h，待測UASB出水的煙堿濃度，直到煙堿的日均降解量達到穩(wěn)定,馴化完成。

1.4 分析方法

反應器出水上清液經(jīng)離心并過0.22 μm濾膜，待測。煙堿濃度采用高效液相色譜（Agilent 1260Infinity）測定，色譜條件：C18 色譜柱（Thermo，250 mm ×4.6 mm），流動相為V（甲醇）：V（0.1%三乙胺水）=50∶50，流速 1 min/mL，柱溫 35℃，檢測波長254 nm，進樣量5 μL。COD采用重鉻酸鉀快速消解分光光度法(HJ/T 399—2007)進行測定[11]。氨氮和pH值采用電極法監(jiān)測。污泥的外觀形態(tài)采用顯微鏡觀察并拍照。

2 結果與討論

2.1 馴化期間煙堿日均降解量變化

煙堿降解厭氧活性污泥的馴化時長為126 d，馴化過程由2個階段組成，即間歇進水階段（SBR）和持續(xù)進水階段（UASB）。煙堿的去除效果采用煙堿日均降解量表示。其厭氧活性污泥對煙堿日均降解量變化狀況見圖1。前70 d為間歇進水階段，總體上，煙堿日均降解量隨著時間逐步增大。進水煙堿質量濃度為100～200 mg/L時，煙堿日均降解量隨著時間呈現(xiàn)上升趨勢。值得關注的是，當進水煙堿質量濃度達到300 mg/L，第1個靜置時期（5 d）煙堿日均降解量輕微下降，并隨進水煙堿濃度增加，下降幅度增大。第1個靜置時期（5 d）煙堿日均降解量下降可能是因為過高的煙堿濃度對厭氧活性污泥產(chǎn)生毒性作用，導致其活性下降。在每一個進水煙堿濃度馴化時期，煙堿日均降解量在10～20 d基本達到穩(wěn)定，表示該階段厭氧活性污泥已經(jīng)適應水質變化，因此可以開始下一步的廢水處理試驗。

71 d后為間歇進水階段，煙堿日均降解量隨著馴化時間逐步上升，最終穩(wěn)定在240～250 mg/d之間，出水煙堿質量濃度在20 mg/L左右，去除率達到80%。在SBR向UASB轉移過程中，圖1中煙堿日均降解量突然降低，可能是因為更換反應器導致活性污泥所處的水力負荷增大和環(huán)境條件變化所引起。由圖1可知，持續(xù)進水階段中煙堿日均降解量上升速度較間歇進水階段快，表明持續(xù)進水能夠降低反應器中被污泥分解代謝產(chǎn)生的產(chǎn)物對污泥的有害影響。

圖1 馴化期間厭氧活性污泥對煙堿日均降解量變化

2.2 馴化期間出水氨氮和pH值的變化

在UASB運行期間，過酸或過堿會影響酶的活性，因此進水pH值保持7左右[12]，進水氨氮質量濃度在4～5 mg/L左右。在馴化初期，出水pH值和氨氮濃度變化幅度較大。隨著馴化時間的延長，pH值和氨氮濃度變化逐漸穩(wěn)定。由于煙堿是含氮雜環(huán)化合物，目前已經(jīng)研究的煙堿降解菌對其代謝途徑[13-15]可知，煙堿的吡咯環(huán)和吡啶環(huán)分別被打開，分解成小分子含氮化合物，另一方面，厭氧微生物對氮元素的利用量少，從而導致出水氨氮濃度比進水高。馴化期間出水氨氮和pH值的變化情況見圖2。

圖2 馴化期間出水氨氮和pH值的變化情況

2.3 厭氧活性污泥對COD去除情況

向反應器中加入新鮮的煙堿人工配水，其他條件不變，連續(xù)測定5 d內COD。厭氧活性污泥在對COD去除情況見圖3。COD去除率24 h內上升到41.5%，24 h后突然下降，72 h達到最低點4.5%，轉而又呈現(xiàn)上升趨勢。進水初期，煙堿人工配水中含有碳源是葡萄糖和煙堿，容易被微生物利用的葡萄糖代謝最快，表觀上呈現(xiàn)為COD去除率上升；24 h后，葡萄糖代謝完畢，煙堿成為主要碳源，而微生物為對于煙堿的降解，需要經(jīng)過吡啶途徑或吡咯途徑轉化為小分子的物質進入三羧酸循環(huán)，相對葡萄糖來說，降解速度慢。另外，煙堿降解中間產(chǎn)物在COD測定中可能比煙堿更加容易被消解檢測，從而使得24 h至72 h的COD去除率呈下降狀態(tài)。72 h后，微生物對煙堿的代謝進入遲緩期，轉而消耗煙堿的中間產(chǎn)物，使得COD去除率再次上升。

圖3 厭氧活性污泥對5 d的COD去除率和煙堿濃度變化

2.4 馴化期間活性污泥形態(tài)變化

馴化第10天污泥量很少。在顯微鏡下，大部分微生物以粉末活性炭為附著點聚集，部分活性炭表面觀察到細菌同時最外層還有絲狀物體存在。經(jīng)過126 d的馴化后，污泥量顯著增多，外觀呈黑色絮狀，在顯微鏡下，仍然有大部分是以污泥和活性炭的結合形式存在。反應器表面暴露于空氣中，有部分原生生物能夠耐受低濃度煙堿，并活躍在反應器表面。馴化初期，粉末活性炭可以吸附進水中的有機物質，使得微生物容易從溶液中聚集到活性炭表面，形成活性炭為核心的菌膠團。馴化前后時期活性污泥的光學顯微鏡照片見圖4。

圖4 馴化前后時期活性污泥的光學顯微鏡照片

3 結論

（1）采用投加受煙堿污染的深層土壤自然馴化方式，經(jīng)過126 d的間歇進水與持續(xù)進水馴化，煙堿日均降解量達到250 mg，煙堿去除率達到80%，持續(xù)進水（UASB）的煙堿日均降解量變化速率較間歇進水（SBR）快。

（2）氨氮濃度比進水高，出水氨氮和pH值變化隨著時間逐漸穩(wěn)定。

（3）厭氧活性污泥對COD去除變化復雜，由于葡萄糖比煙堿更易代謝和煙堿代謝會產(chǎn)生小分子的中間產(chǎn)物，導致COD去除率呈現(xiàn)先增后降再增的變化。

（4）馴化結束的污泥量顯著增多，外觀呈黑色絮狀，厭氧活性污泥主要以粉末活性炭為核心的菌膠團形式存在。

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