復(fù)合菌劑強化處理高鹽廢水脫氮效果

水處理網(wǎng)訊:摘要將耐鹽脫氮復(fù)合菌劑投加到序批式生物反應(yīng)器中，構(gòu)建生物強化高鹽廢水處理系統(tǒng)（ SBＲ1） ，以未投加復(fù)合菌劑系統(tǒng)（ SBＲ2） 作為對照，分析典型周期中氮素和溶解氧的變化趨勢以及鹽度沖擊對脫氮效果的影響。實驗表明，在曝氣時間為6 h 時，生物強化系統(tǒng)脫氮率可穩(wěn)定在96%以上，出水總氮濃度為3． 8 mg /L 左右。反應(yīng)中始終無硝氮、亞硝氮積累，生物強化系統(tǒng)具有同步硝化好氧反硝化能力。當(dāng)受到5% 和7% 較高鹽度沖擊時，生物強化系統(tǒng)表現(xiàn)出優(yōu)于對照系統(tǒng)的抗鹽度沖擊能力，能夠快速恢復(fù)原有活性，且出水總氮低于15 mg /L；當(dāng)受到0% 鹽度的淡水沖擊時，對照系統(tǒng)中耐鹽污泥失活且無法恢復(fù)，而生物強化系統(tǒng)只需投加少量（ 3%） 耐鹽脫氮復(fù)合菌劑，即可快速恢復(fù)活性，出水總氮低于15 mg /L。本研究能夠為生物強化高鹽廢水脫氮系統(tǒng)的構(gòu)建和運行提供技術(shù)支持。

關(guān)鍵詞生物強化高鹽廢水復(fù)合菌劑SBＲ 鹽度沖擊

我國是一個水資源嚴(yán)重短缺的國家。人均水資源量只有2 500 m3［1］。因此，一些沿海城市積極開展對海水的直接利用。預(yù)計到2020 年，海水直接利用量達(dá)到1 000 億m3 /年［2］。海水代用的快速增長導(dǎo)致高鹽（ 總鹽質(zhì)量分?jǐn)?shù)以NaCl 含量計為1% ～3%左右） 廢水的大量排放。同時，隨著我國工業(yè)化進(jìn)程加劇，化工廢水［3］、腌制廢水［4］、印染廢水［5］、采油廢水［6］等生產(chǎn)過程產(chǎn)生的高鹽（ 總鹽質(zhì)量分?jǐn)?shù)以NaCl 含量計多大于3%） 廢水量也大幅增加，大部分高鹽廢水含氮量也較高［7］，從焦化廢水［8］的100 mg /L 左右到腌制廢水［9］的1 000 mg /L 左右。因此，高鹽含氮廢水的處理成為目前亟待解決的問題。

由于高鹽廢水中氯離子濃度過高，會快速改變微生物的細(xì)胞滲透壓從而破壞菌體細(xì)胞，抑制細(xì)菌生長，因此，應(yīng)用一般生物方法處理比較困難且效果不明顯。近年來，國內(nèi)外學(xué)者將高鹽廢水生化處理從單純的污泥馴化逐步轉(zhuǎn)化為依靠培養(yǎng)優(yōu)勢菌群和引入耐鹽嗜鹽微生物，即生物強化技術(shù)［10， 11］，使處理效果顯著提升。張雨山等［12］利用有效微生物強化CAST 反應(yīng)器處理含鹽廢水，COD 穩(wěn)定在30 mg /L，去除率達(dá)到90%以上，提高了20% 左右；氨氮去除率達(dá)到95%左右，總氮去除率為65% 左右，總磷去除率在30% ～ 75% 之間。Lefebvre 等［13］在SBＲ中接種嗜鹽菌處理鹽度12% 的農(nóng)業(yè)食品廢水，結(jié)果表明溶解性COD 和可溶性TKN 去除率分別達(dá)到83% 和72%，分別維持在30 和20 mg /L。Choi等［14］利用從環(huán)境中篩選的一株耐高滲的酵母菌A9（ Pichia guilliermondii） 處理生產(chǎn)朝鮮泡菜所產(chǎn)生的高鹽廢水，在NaCl 濃度為10% 的條件下，BOD5去除率達(dá)到90%，A9 菌的生長沒有受到抑制。上述研究表明投加耐鹽菌株能增強有機物或氮、磷的去除效果。對不同鹽度下耐鹽菌株強化脫氮系統(tǒng)的穩(wěn)定性的研究鮮有報道，缺乏生物強化系統(tǒng)抗鹽度沖擊能力的論述。

本研究采用高效耐鹽脫氮復(fù)合菌劑［15］強化高鹽廢水的脫氮處理效果，通過對比分析強化系統(tǒng)與對照系統(tǒng)典型周期中氮素轉(zhuǎn)化規(guī)律和DO 的變化趨勢，探討強化系統(tǒng)的脫氮特性；模擬不同鹽度對2 個脫氮系統(tǒng)的沖擊，考察生物強化SBＲ 系統(tǒng)的穩(wěn)定性，進(jìn)一步驗證耐鹽脫氮復(fù)合菌劑強化處理高鹽廢水的效果，為開發(fā)高鹽廢水脫氮生物強化工藝提供技術(shù)支持。

1 材料與方法

1． 1 復(fù)合菌劑

耐鹽脫氮復(fù)合菌劑由本實驗室篩選到的耐鹽反硝化菌（ Halomonas sp． ） F3 和F5、耐鹽硝化菌（ Bacillussp． ） X23 和普通耐鹽菌（ Halomonas sp． ） N39，按照1∶ 1∶ 10∶ 60 的比例復(fù)配得到［15］。

1． 2 接種污泥與實驗用水

實驗所用活性污泥取自市政污水處理廠的二沉池，實驗用水為人工模擬高鹽廢水，成分為：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；維生素液2 mL；微量元素液2 mL［16］。

1． 3 實驗裝置及運行方式

實驗裝置為4 個相同的SBＲ（ 圖1） ，反應(yīng)器由有機玻璃制成，呈圓柱體，高為150 mm，直徑120mm，總有效容積0． 8 L。以微孔砂頭曝氣器曝氣，曝氣量由轉(zhuǎn)子流量計調(diào)節(jié)；反應(yīng)器下方設(shè)有加熱磁力攪拌器，對反應(yīng)器進(jìn)行加熱，由溫度控制儀控制溫度在30℃；用pH 和DO 測定儀對pH 和DO 的變化情況進(jìn)行實時監(jiān)測；該實驗進(jìn)、出水及排泥均手動完成，曝氣和攪拌時間通過時控開關(guān)自動完成。

SBＲ 每天運行2 個周期，每周期由以下部分組成：瞬時進(jìn)水、曝氣、攪拌、靜沉、排水、閑置待機。本研究的所有實驗均控制SBＲ 的攪拌時間為1 h、靜沉?xí)r間為1 h；在確定SBＲ 運行周期的研究中，曝氣時間分別控制在5、5． 5、6 和6． 5 h，典型周期脫氮規(guī)律的研究中，曝氣時間控制在6 h。

1． 4 分析方法

COD：滴定法；硝氮：紫外線分光光度法；氨氮：納氏試劑分光光度法；亞硝氮：N-（ 1-萘基） -乙二胺光度法；MLSS：重量法；DO：HQ40d 型便攜數(shù)字顯示測氧儀；pH 和OＲP 值：S20 數(shù)顯pH 計。

2 結(jié)果與討論

2． 1 SBＲ 運行周期對脫氮效果的影響

前期應(yīng)用響應(yīng)曲面法優(yōu)化得到SBＲ 最佳運行條件為：初始氨氮濃度121． 51 mg /L、m（ C） ∶ m（ N）14． 95、投加量5． 4%［17］，因此本研究采用的啟動條件是初始氨氮濃度120 mg /L 左右、C /N 為15，在此條件下對活性污泥進(jìn)行馴化，將進(jìn)水鹽度從0% 階段提升至3%，當(dāng)系統(tǒng)出水水質(zhì)穩(wěn)定后，分別將其裝至2 個SBＲ 中，其中一個投加5． 4%（ 將復(fù)合菌劑投加到MLSS 濃度為2 500 mg /L 左右的活性污泥系統(tǒng)的體積比） 的OD600為1． 6 左右的耐鹽脫氮復(fù)合菌劑，稱為SBＲ1，另一個不投加稱為SBＲ2。系統(tǒng)穩(wěn)定運行后兩系統(tǒng)MLSS 濃度分別為2 512． 25 mg /L 和2 507． 88 mg /L。

SBＲ 運行周期中最重要的是曝氣階段，因為曝氣為活性污泥中微生物提供DO，并使其與污水中的有機物充分接觸從而實現(xiàn)對有機物的轉(zhuǎn)化與降解［18］。曝氣時間過長，DO 過高不利于同步硝化反硝化進(jìn)行，降低脫氮效果；曝氣時間過短導(dǎo)致溶解氧不足，氨氮不易降解，影響脫氮效果。

為了確定最佳的曝氣時間，分別考察了曝氣5、5． 5、6 和6． 5 h 對系統(tǒng)脫氮效果的影響。如圖2 所示，投加復(fù)合菌劑的SBＲ1 的脫氮效果明顯高于未投加復(fù)合菌劑的SBＲ2。曝氣時間由5 h 提升到5． 5h 時，SBＲ1 的脫氮率沒有明顯變化，始終保持在90%左右，SBＲ2 的脫氮率有較明顯的提升，但兩系統(tǒng)的出水總氮均高于20 mg /L。隨后曝氣時間提升為6 h，兩系統(tǒng)的脫氮效果均有所提升，出水總氮濃度分別降解至9． 50 mg /L 左右和18． 00 mg /L 左右，脫氮率分別達(dá)到92% 左右和85% 左右。當(dāng)曝氣時間為6． 5 h 時，兩系統(tǒng)的脫氮效果顯著提高，SBＲ1和SBＲ2 的脫氮率分別為95． 50% ～ 96． 87% 和90． 50% ～ 91． 20%，出水總氮濃度分別維持在3． 80～ 5． 50 mg /L 左右和10． 00 ～ 11． 00 mg /L 左右，出水總氮符合一級A 排放標(biāo)準(zhǔn)。經(jīng)5 個周期后曝氣時間降回6 h，兩系統(tǒng)的脫氮率仍維持穩(wěn)定，分別達(dá)到96． 8%左右和91% 左右，出水總氮濃度分別為3． 80 mg /L 左右和10． 00 mg /L 左右。當(dāng)曝氣時間繼續(xù)下降至5． 5 h 時，兩系統(tǒng)的脫氮效果明顯降低，出水總氮均高于15 mg /L。在相同曝氣6 h 條件下，25 ～ 35 周期的脫氮效果明顯高于15 ～ 20 周期，這是因為隨著反應(yīng)器的運行，耐鹽脫氮優(yōu)勢菌群大量增殖，脫氮效果顯著提升。

研究表明，曝氣6 h 和6． 5 h 時的脫氮效果基本相同，出水總氮均低于15 mg /L（ 污水廠一級排放標(biāo)準(zhǔn)） ，考慮到節(jié)省能耗，因此確定最佳曝氣時間為6 h。

2． 2 典型周期中SBＲ1 和SBＲ2 的比較

通過對比分析SBＲ1 與SBＲ2 的典型周期中氮素和DO 的變化規(guī)律，研究復(fù)合菌劑強化高鹽含氮廢水的脫氮特性及其生物強化效果。反應(yīng)器啟動方法與2． 1 相同，系統(tǒng)穩(wěn)定運行2 個周期后，測得SBＲ1 和SBＲ2 中MLSS 濃度分別為2 502． 15 mg /L和2 497． 78 mg /L。

由圖3 可知，SBＲ1 和SBＲ2 在氨氮降解過程中趨勢相似，氨氮濃度隨反應(yīng)的進(jìn)行而不斷降低，兩系統(tǒng)的出水氨氮濃度分別為4． 62 mg /L 和10． 27 mg /L，氨氮去除率分別達(dá)到96． 22% 和91． 58%，SBＲ1出水氨氮低于5 mg /L。反應(yīng)過程中SBＲ1 的氨氮去除率始終高于SBＲ2，分析認(rèn)為，SBＲ1 中存在的異養(yǎng)硝化-好氧反硝化菌的能量代謝途徑為化能有機營養(yǎng)（ 生長必須通過有機物氧化獲得能量） ，對DO 有更高的親和力，可以在降解有機物的同時氧化更多的氨氮［16］，因此SBＲ1 的氨氮去除效果高于SBＲ2。