耐盐菌强化MBR工艺处理高含盐渗滤液的研究

姜海凤，周 豪，于宗然，王洪声，毕 飞，周志军，张 林，4

（1. 浙江大学 化学工程与生物工程学院 膜与水处理教育部工程中心，浙江 杭州 310027；

2. 沧州绿源水处理有限公司，河北 沧州 061100；3. 北京中环膜材料科技有限公司，北京 100082；4. 浙江之江经济发展战略研究院，浙江 杭州310016）

0 引言

垃圾渗滤液是一种含盐量高、氨氮高、污染物浓度高、成分复杂且可生化性差的有机废水［1-3］，该类废水的有效处理是目前水处理行业公认的难题［4］。膜生物反应器（MBR）是一种结合生物处理技术和膜分离技术的新型处理工艺。它以超滤或微滤膜组件代替传统生物处理系统的二沉池，利用膜对微生物的高效分离从而实现水力停留时间（HRT）和污泥龄的完全分离，在处理难降解有机废水和高浓度氨氮废水方面具有广阔的应用前景［5-9］。

MBR 工艺是处理难降解有机废水和高浓度氨氮废水的有效方法，但当其用于处理高含盐渗滤液时，因无机盐对微生物的抑制作用，很难达到预期效果。耐盐微生物和嗜盐微生物在高含盐废水处理中可发挥积极的作用，利用耐盐菌或嗜盐菌接种是改进好氧活性污泥处理含盐废水的最佳方法。张文武［10］采用耐盐菌强化活性污泥处理精细化工行业产生的废水，硫酸钠质量分数高达38%时体系化学需氧量（COD）去除率仍大于95%。郭立［11］采用选择性培养基分离、筛选针对高盐垃圾渗滤液中COD的降解菌种，开发研制出以优势菌为特征的生物强化技术。赵绪光［12］采用Fenton（芬顿）氧化+生化处理组合工艺处理高盐难降解的羧甲基纤维素钠废水，研究结果表明系统出水可达到《污水综合排放标准》（GB 8978—1996）中的三级标准，具有很高的可行性。大量研究表明，耐盐菌或嗜盐菌强化技术是提高生物处理技术对高含盐废水处理效率的有效途径。

笔者重点探讨耐盐菌强化MBR 工艺在高含盐渗滤液处理中的应用，考察耐盐菌强化前后MBR工艺对进水盐含量的耐受性能，研究进水COD 及其组成、污泥质量浓度（MLSS）和水力停留时间（HRT）等参数对高含盐模拟渗滤液处理效果的影响，旨在探索出一种高效、稳定的垃圾渗滤液处理工艺。

1 实验部分

1.1 污泥和菌种来源

实验用好氧污泥取自杭州市七格污水处理厂二沉池进水端。蜡状芽孢杆菌由合作单位沧州绿源水处理有限公司提供。

1.2 实验药品

葡萄糖（分析纯）、氯化铵（质量分数＞99.5%）、磷酸二氢钾（质量分数＞99.5%）、苯胺（质量分数＞99.5%）、乙酸钙（质量分数＞99.5%）、无水硫酸锰（质量分数＞99%）、五水硫酸铜（质量分数＞99%）、六水合氯化钴（质量分数＞97%）、二水钼酸钠（质量分数＞99%）、七水硫酸锌（质量分数＞99%）、七水硫酸镁（质量分数＞99%）、重铬酸钾（质量分数＞99.8%）、硫酸汞（质量分数＞98.5%）、浓硫酸（质量分数＞98%）、硫酸银（质量分数＞99%）、六水合硫酸亚铁铵（质量分数＞99.5%）和试亚铁灵（分析纯）购自国药集团化学试剂有限公司，苯磺酸钠（质量分数＞97%）购自上海阿拉丁生化科技股份有限公司，酵母粉购自OXOID公司。

1.3 实验装置

图1 膜生物反应器示意图

实验所用MBR 装置为自行设计的小型一体式膜生物反应器，见图1。膜生物反应池材质为聚丙烯，尺寸为直径130 mm、高450 mm，有效容积3.6 L。膜组件为中空纤维超滤膜组件，超滤膜由北京中环膜材料科技有限公司提供，材质PVDF（聚偏氟乙烯），孔径20 nm，有效长度230 mm，有效过滤面积0.96 m2。

1.4 实验方法

1.4.1 污泥驯化

将采自七格污水处理厂的活性污泥接种到MBR中，闷曝24 h，静置30 min，排出上清液后，采用w（盐）0.2%、0.4%、0.6%、0.8%、1.0%和1.1%的进水对其进行驯化使其适应高盐度渗滤液的进水条件。进水采用葡萄糖（Glu）、NH4Cl 和KH2PO4分别作为碳源、氮源和磷源，m（C）∶m（N）∶m（P）为100∶5∶1，ρ（COD）为500 mg/L，pH范围7.0 ～7.5（NaHCO3调节），温度30 ℃，同时加入微量元素促进微生物生长，具体成分如表1所示。采用蠕动泵间歇式进水，进水周期10 min，抽停时间比8 ∶2。

表1 进水微量元素组成 %

1.4.2 耐盐菌强化

将驯化好的活性污泥置入3个相同的膜生物反应器中进行培养，并编号MBR-1、MBR-2、MBR-3。当MLSS 达到4 g/L 时，开始往MBR-2 和MBR-3 中接种蜡状芽孢杆菌耐盐菌，接种量为4 g/L （湿重）。MBR-1、MBR-2 和MBR-3 的进水分别为w（盐）0.004 0%的高盐度苯胺模拟液、w（盐）0.008 0%的高盐度苯胺模拟液和w（盐）0.008 0%的高盐度苯磺酸钠模拟液，模拟液ρ（COD）均为500 mg/L。

1.4.3 MBR运行

MBR 采用不间断曝气，水体溶解氧维持在5 ～6 mg/L，水力停留时间为12 h，温度为30 ℃，起始出水跨膜压差为0 kPa，容积负荷为0.5 kg/（m3·d），污泥负荷（单位质量的活性污泥在单位时间内所去除的COD）为0.327 g/（g·d）。

1.5 检测方法

苯胺、苯磺酸钠浓度的测定采用紫外分光光度法，检测波长分别为280 nm 和263 nm。COD 采用重铬酸钾法检测。

2 结果与讨论

2.1 活性污泥驯化

耐盐菌强化前，笔者对常规活性污泥进行驯化，使其适应高盐度渗滤液的进水条件。采用逐步提高进水盐浓度的方法，逐步地强化驯化条件，直至活性污泥完全适应起始w（盐）为1.1%的渗滤液水质要求。以COD 去除率为指标，当COD 去除率达到90%以上时，判定活性污泥已适应该盐度。COD去除率随盐度变化见图2。

图2 COD去除率随盐度变化

从图2中可以看出，活性污泥能快速适应较低的盐度（w（盐）＜0.4%），驯化时间为4 ～5 d；当进水盐度w（盐）为0.8%时，驯化时间为7 d；当进水盐度进一步增加，驯化时间呈现出相反的变化趋势，从7 d 减少到4 ～5 d。主要原因如下：废水水质是活性污泥直接接触的外部环境，当其盐度变化幅度较小时，原有活性污泥微生物群落可以适应这一变化，驯化时间较短；当进水盐度进一步提高，活性污泥中耐盐菌群增长，但这一过程需要较长时间；当耐盐菌群成为活性污泥中的优势种群后，可以较快适应高盐度进水条件，表现为驯化时间的缩短。

2.2 耐盐菌强化

活性污泥驯化后，可以有效适应高盐度水质。为了进一步提高活性污泥对盐度的耐受性，采用接种驯化的方法在活性污泥中引入蜡状芽孢杆菌耐盐菌落，强化MBR 系统对盐度的耐受性。实验中考察不同盐度下耐盐菌强化前后MBR 出水COD 的变化。不同盐度下3 组MBR 出水COD 及COD 去除率变化见图3。

图3 3组MBR出水COD及COD去除率

由图3可以看出，耐盐菌强化后，在高盐度进水条件下，MBR 出水水质得到显著提高。随着盐度的增加，MBR-2和MBR-3的COD去除率虽有降低，但仍然保持在较高的水平（70%～80%）；相较于耐盐菌强化后MBR 系统的高COD 去除率，MBR-1的COD去除率仅有40%左右。

如前所述，笔者采用高盐度苯胺溶液模拟渗滤液高盐高氨氮的水质特点，考察不同进水盐度下，耐盐菌强化前后MBR 系统的氨氮去除率。当进水w（盐）由1.0%增加到2.0%时，MBR-1的氨氮去除率从90%下降至70%左右；进水盐度进一步增加，氨氮去除率明显降低，当进水w（盐）为5%时，氨氮去除率＜45%。相比于MBR-1，耐盐菌强化后的MBR-2系统具有较高的氨氮去除率，当进水w（盐）高达5%时，MBR-2系统的氨氮去除率仍＞70%。这也与图3a.中的出水COD 变化趋势一致。这一结果说明蜡状芽孢杆菌耐盐菌落的引入，可以显著提高MBR工艺的稳定性。

另外，笔者采用高盐度苯磺酸钠溶液模拟渗滤液高盐高有机酸的水质特点，考察不同进水盐度下，耐盐菌强化前后的MBR 系统的有机酸去除率。从结果可以看出，当活性污泥接种耐盐菌后，w（盐）高达5.0%时有机酸去除率能维持在90%左右。结合MBR-2 系统的实验结果，笔者发现耐盐菌强化后的MBR 系统对氨氮和有机酸都有很好的去除效果，这为该系统在高盐度渗滤液处理中的实际应用提供了保障。

在完成盐度探究后，笔者利用平板菌落计数法对3组MBR的活性污泥进行活菌数量检测。结果发现，虽然3组MBR的活菌数量均少于未驯化的活性污泥，但是MBR-2和MBR-3的活菌数量为MBR-1的3倍左右。以上结果说明，蜡状芽孢杆菌可以在高盐环境下存活，成为活性污泥里的优势菌株，显著增强普通活性污泥对高含盐渗滤液的处理效果。

2.3 模拟污染物（SP）及COD组成对出水水质的影响

渗滤液因受降水、场龄等因素影响，水质水量变化较大，为了提高该系统在实际体系中的可应用性，笔者研究了高负荷条件下MBR 系统的出水水质情况。不同污染物浓度下3组MBR出水情况见图4。从图4 中可以看出，当进水ρ（COD）从500 mg/L 增加到1 000 mg/L，MBR-1、MBR-2 和MBR-3的出水ρ（COD）分别从280、160、175 mg/L 上升至315、190、220 mg/L。虽然出水COD 值有所增加，但由于进水COD增加了1倍，COD去除率反而得到显著提升，MBR-1、MBR-2和MBR-3的出水COD 去除率分别从43%、67%和64%增加到68%、80%和77%。MBR-2 和MBR-3 的出水水质明显优于MBR-1，这一现象说明强化后的MBR 系统对进水水质具有更高的耐负荷性。

图4 不同污染物浓度下3组MBR出水情况

在相同的COD 条件下，笔者考察了COD 组成对MBR的出水水质的影响。从图4可以看出，随着模拟物在渗滤液中占比增加，MBR 的出水水质变差。主要原因是模拟物苯胺和苯磺酸钠对活性污泥具有生物毒性，随着其浓度的增加对活性污泥生化过程的抑制作用增加，导致出水COD 值增加、COD去除率下降和模拟物含量增加。虽然出水模拟物含量有所增加，但由于进水COD增加了2倍，模拟物去除率无明显变化。

2.4 MLSS对出水水质的影响

MLSS是MBR系统的一个关键因素，为了确定最佳MLSS，采用添加酵母粉和不排泥的方式使MLSS 快速增加，考察不同MLSS 条件下，出水水质的变化。该实验中采用的进水w（盐）为5%、ρ（COD）为1 000 mg/L。不同污泥浓度下3 组MBR的出水情况见图5。从图5中可以看出，随着MLSS的增加，MBR 出水COD 先降低后基本保持不变。MLSS对氨氮与有机酸去除率的影响较小。虽然污泥浓度升高对出水水质无显著改善，但在一定MLSS范围内，污泥浓度越高，MBR的污泥负荷越低，耐有机负荷冲击能力越强，因此在本节实验探究的污泥浓度中，最佳MLSS为12 g/L。

图5 不同污泥浓度下3组MBR的出水情况

2.5 HRT对出水水质的影响

HRT 是MBR 系统的另一关键因素，在进水w（盐）为5%，进水ρ（COD）为1 000 mg/L、MLSS为12 g/L的条件下，探究HRT分别为12 h、18 h或24 h时，三组MBR 出水水质的差异，结果如图6 所示。由图6 可以看出，当HRT 从12 h 上升至24 h 时，3组MBR 的出水COD 无明显变化。氨氮去除率、有机酸去除率比较稳定，苯磺酸钠去除率略有上升。当HRT 增加时，3 组MBR 的出水水质没有明显变化，而HRT 越短，MBR 在单位时间内的污水处理量越大，因此选择最优HRT 为12 h。

另外，我们对比3组MBR出水水质（图5和图6）发现，当w（盐）高达5%条件下，耐盐菌引入后（MBR-2 和MBR-3），MBR 的出水水质明显优于常规MBR 工艺，且对COD、氨氮和有机酸均有较好的去除。

图6 不同HRT时3组MBR的出水情况

3 结论

采用耐盐菌强化MBR 工艺处理模拟渗滤液，强化前对普通活性污泥进行耐盐度的驯化，使其适应高含盐的进水条件。耐盐菌强化MBR 工艺对进水盐度耐受性显著提高，当进水w（盐）为5%时，其出水COD 去除率与氨氮去除率仍保持在较高水平，分别为71%和90%。进水COD 值增加，MBR 工艺出水COD 也增加，但COD 去除率增加，MBR-1、MBR-2和MBR-3的出水COD去除率分别从43%、67%和64%增加到68%、80%和77%；耐盐菌强化MBR 工艺的出水水质明显优于常规MBR工艺，MBR 系统对进水COD 具有更高的耐负荷性。模拟污染物占比增加，耐盐菌强化MBR 工艺对COD、氨氮和有机酸的去除率均高于常规MBR工艺。随着MLSS的增加，MBR出水COD先降低后基本保持不变；MLSS 对氨氮与有机酸去除率的影响较小。当HRT 增加时，MBR 系统的出水水质基本不变。相同COD 占比、MLSS、HRT 条件下，耐盐菌强化MBR 工艺的出水水质均优于常规MBR工艺。