复合菌剂强化处理高盐废水脱氮效果

水处理网讯:摘要将耐盐脱氮复合菌剂投加到序批式生物反应器中，构建生物强化高盐废水处理系统（ SBＲ1） ，以未投加复合菌剂系统（ SBＲ2） 作为对照，分析典型周期中氮素和溶解氧的变化趋势以及盐度冲击对脱氮效果的影响。实验表明，在曝气时间为6 h 时，生物强化系统脱氮率可稳定在96%以上，出水总氮浓度为3． 8 mg /L 左右。反应中始终无硝氮、亚硝氮积累，生物强化系统具有同步硝化好氧反硝化能力。当受到5% 和7% 较高盐度冲击时，生物强化系统表现出优于对照系统的抗盐度冲击能力，能够快速恢复原有活性，且出水总氮低于15 mg /L；当受到0% 盐度的淡水冲击时，对照系统中耐盐污泥失活且无法恢复，而生物强化系统只需投加少量（ 3%） 耐盐脱氮复合菌剂，即可快速恢复活性，出水总氮低于15 mg /L。本研究能够为生物强化高盐废水脱氮系统的构建和运行提供技术支持。

关键词生物强化高盐废水复合菌剂SBＲ 盐度冲击

我国是一个水资源严重短缺的国家。人均水资源量只有2 500 m3［1］。因此，一些沿海城市积极开展对海水的直接利用。预计到2020 年，海水直接利用量达到1 000 亿m3 /年［2］。海水代用的快速增长导致高盐（ 总盐质量分数以NaCl 含量计为1% ～3%左右） 废水的大量排放。同时，随着我国工业化进程加剧，化工废水［3］、腌制废水［4］、印染废水［5］、采油废水［6］等生产过程产生的高盐（ 总盐质量分数以NaCl 含量计多大于3%） 废水量也大幅增加，大部分高盐废水含氮量也较高［7］，从焦化废水［8］的100 mg /L 左右到腌制废水［9］的1 000 mg /L 左右。因此，高盐含氮废水的处理成为目前亟待解决的问题。

由于高盐废水中氯离子浓度过高，会快速改变微生物的细胞渗透压从而破坏菌体细胞，抑制细菌生长，因此，应用一般生物方法处理比较困难且效果不明显。近年来，国内外学者将高盐废水生化处理从单纯的污泥驯化逐步转化为依靠培养优势菌群和引入耐盐嗜盐微生物，即生物强化技术［10， 11］，使处理效果显著提升。张雨山等［12］利用有效微生物强化CAST 反应器处理含盐废水，COD 稳定在30 mg /L，去除率达到90%以上，提高了20% 左右；氨氮去除率达到95%左右，总氮去除率为65% 左右，总磷去除率在30% ～ 75% 之间。Lefebvre 等［13］在SBＲ中接种嗜盐菌处理盐度12% 的农业食品废水，结果表明溶解性COD 和可溶性TKN 去除率分别达到83% 和72%，分别维持在30 和20 mg /L。Choi等［14］利用从环境中筛选的一株耐高渗的酵母菌A9（ Pichia guilliermondii） 处理生产朝鲜泡菜所产生的高盐废水，在NaCl 浓度为10% 的条件下，BOD5去除率达到90%，A9 菌的生长没有受到抑制。上述研究表明投加耐盐菌株能增强有机物或氮、磷的去除效果。对不同盐度下耐盐菌株强化脱氮系统的稳定性的研究鲜有报道，缺乏生物强化系统抗盐度冲击能力的论述。

本研究采用高效耐盐脱氮复合菌剂［15］强化高盐废水的脱氮处理效果，通过对比分析强化系统与对照系统典型周期中氮素转化规律和DO 的变化趋势，探讨强化系统的脱氮特性；模拟不同盐度对2 个脱氮系统的冲击，考察生物强化SBＲ 系统的稳定性，进一步验证耐盐脱氮复合菌剂强化处理高盐废水的效果，为开发高盐废水脱氮生物强化工艺提供技术支持。

1 材料与方法

1． 1 复合菌剂

耐盐脱氮复合菌剂由本实验室筛选到的耐盐反硝化菌（ Halomonas sp． ） F3 和F5、耐盐硝化菌（ Bacillussp． ） X23 和普通耐盐菌（ Halomonas sp． ） N39，按照1∶ 1∶ 10∶ 60 的比例复配得到［15］。

1． 2 接种污泥与实验用水

实验所用活性污泥取自市政污水处理厂的二沉池，实验用水为人工模拟高盐废水，成分为：NaCl 30g /L；MgSO4 3． 248 g /L；MgCl2 2． 26 g /L；CaCl2 1． 153g /L；NaHCO3 0． 198 g /L；KCl 0． 721 g /L；K2HPO4·3H2O 1 g /L；NH4Cl 0． 357 g /L（ 或者NaNO30． 607g /L） ；CH3COONa 5． 13 g /L；FeSO4·7H2O 0． 05 g /L；维生素液2 mL；微量元素液2 mL［16］。

1． 3 实验装置及运行方式

实验装置为4 个相同的SBＲ（ 图1） ，反应器由有机玻璃制成，呈圆柱体，高为150 mm，直径120mm，总有效容积0． 8 L。以微孔砂头曝气器曝气，曝气量由转子流量计调节；反应器下方设有加热磁力搅拌器，对反应器进行加热，由温度控制仪控制温度在30℃；用pH 和DO 测定仪对pH 和DO 的变化情况进行实时监测；该实验进、出水及排泥均手动完成，曝气和搅拌时间通过时控开关自动完成。

SBＲ 每天运行2 个周期，每周期由以下部分组成：瞬时进水、曝气、搅拌、静沉、排水、闲置待机。本研究的所有实验均控制SBＲ 的搅拌时间为1 h、静沉时间为1 h；在确定SBＲ 运行周期的研究中，曝气时间分别控制在5、5． 5、6 和6． 5 h，典型周期脱氮规律的研究中，曝气时间控制在6 h。

1． 4 分析方法

COD：滴定法；硝氮：紫外线分光光度法；氨氮：纳氏试剂分光光度法；亚硝氮：N-（ 1-萘基） -乙二胺光度法；MLSS：重量法；DO：HQ40d 型便携数字显示测氧仪；pH 和OＲP 值：S20 数显pH 计。

2 结果与讨论

2． 1 SBＲ 运行周期对脱氮效果的影响

前期应用响应曲面法优化得到SBＲ 最佳运行条件为：初始氨氮浓度121． 51 mg /L、m（ C） ∶ m（ N）14． 95、投加量5． 4%［17］，因此本研究采用的启动条件是初始氨氮浓度120 mg /L 左右、C /N 为15，在此条件下对活性污泥进行驯化，将进水盐度从0% 阶段提升至3%，当系统出水水质稳定后，分别将其装至2 个SBＲ 中，其中一个投加5． 4%（ 将复合菌剂投加到MLSS 浓度为2 500 mg /L 左右的活性污泥系统的体积比） 的OD600为1． 6 左右的耐盐脱氮复合菌剂，称为SBＲ1，另一个不投加称为SBＲ2。系统稳定运行后两系统MLSS 浓度分别为2 512． 25 mg /L 和2 507． 88 mg /L。

SBＲ 运行周期中最重要的是曝气阶段，因为曝气为活性污泥中微生物提供DO，并使其与污水中的有机物充分接触从而实现对有机物的转化与降解［18］。曝气时间过长，DO 过高不利于同步硝化反硝化进行，降低脱氮效果；曝气时间过短导致溶解氧不足，氨氮不易降解，影响脱氮效果。

为了确定最佳的曝气时间，分别考察了曝气5、5． 5、6 和6． 5 h 对系统脱氮效果的影响。如图2 所示，投加复合菌剂的SBＲ1 的脱氮效果明显高于未投加复合菌剂的SBＲ2。曝气时间由5 h 提升到5． 5h 时，SBＲ1 的脱氮率没有明显变化，始终保持在90%左右，SBＲ2 的脱氮率有较明显的提升，但两系统的出水总氮均高于20 mg /L。随后曝气时间提升为6 h，两系统的脱氮效果均有所提升，出水总氮浓度分别降解至9． 50 mg /L 左右和18． 00 mg /L 左右，脱氮率分别达到92% 左右和85% 左右。当曝气时间为6． 5 h 时，两系统的脱氮效果显著提高，SBＲ1和SBＲ2 的脱氮率分别为95． 50% ～ 96． 87% 和90． 50% ～ 91． 20%，出水总氮浓度分别维持在3． 80～ 5． 50 mg /L 左右和10． 00 ～ 11． 00 mg /L 左右，出水总氮符合一级A 排放标准。经5 个周期后曝气时间降回6 h，两系统的脱氮率仍维持稳定，分别达到96． 8%左右和91% 左右，出水总氮浓度分别为3． 80 mg /L 左右和10． 00 mg /L 左右。当曝气时间继续下降至5． 5 h 时，两系统的脱氮效果明显降低，出水总氮均高于15 mg /L。在相同曝气6 h 条件下，25 ～ 35 周期的脱氮效果明显高于15 ～ 20 周期，这是因为随着反应器的运行，耐盐脱氮优势菌群大量增殖，脱氮效果显著提升。

研究表明，曝气6 h 和6． 5 h 时的脱氮效果基本相同，出水总氮均低于15 mg /L（ 污水厂一级排放标准） ，考虑到节省能耗，因此确定最佳曝气时间为6 h。

2． 2 典型周期中SBＲ1 和SBＲ2 的比较

通过对比分析SBＲ1 与SBＲ2 的典型周期中氮素和DO 的变化规律，研究复合菌剂强化高盐含氮废水的脱氮特性及其生物强化效果。反应器启动方法与2． 1 相同，系统稳定运行2 个周期后，测得SBＲ1 和SBＲ2 中MLSS 浓度分别为2 502． 15 mg /L和2 497． 78 mg /L。

由图3 可知，SBＲ1 和SBＲ2 在氨氮降解过程中趋势相似，氨氮浓度随反应的进行而不断降低，两系统的出水氨氮浓度分别为4． 62 mg /L 和10． 27 mg /L，氨氮去除率分别达到96． 22% 和91． 58%，SBＲ1出水氨氮低于5 mg /L。反应过程中SBＲ1 的氨氮去除率始终高于SBＲ2，分析认为，SBＲ1 中存在的异养硝化-好氧反硝化菌的能量代谢途径为化能有机营养（ 生长必须通过有机物氧化获得能量） ，对DO 有更高的亲和力，可以在降解有机物的同时氧化更多的氨氮［16］，因此SBＲ1 的氨氮去除效果高于SBＲ2。