复合菌剂强化处理高盐废水脱氮效果

在整个周期中，SBＲ1 中亚硝氮浓度维持0． 004mg /L 左右，且曝气阶段，SBＲ1 中硝氮浓度始终处于极低状态，未出现积累（ 正如图3 中2 条几乎重合的线所示） ，说明在好氧状态下，发生硝化反应的同时反硝化反应也在快速进行，在SBＲ1 中实现了同步硝化反硝化。这是因为复合菌剂中的好氧反硝化菌具有异养硝化的能力，这与孙雪梅等［19］研究的异养硝化-好氧反硝化菌X3 在盐度为15% 的培养液中可以同时去除氨氮、亚硝酸氮和硝酸氮， 24 h 时对3种无机氮的去除率可分别达到98． 29%、99． 07% 和96． 48%，实现同步硝化反硝化相一致。

由图4 可知，SBＲ1 中硝氮浓度始终低于1 mg /L，第3 小时开始硝氮已被降解至低于检测限，分析认为由于投加的复合菌剂中包含好氧反硝化菌，SBＲ1 具有同步硝化反硝化能力，因此脱氮过程中始终没有硝氮积累。而SBＲ2 中，硝氮浓度先升高至4． 32 mg /L，曝气1 h 后硝氮浓度开始降低，第6小时开始硝氮被完全降解，说明SBＲ2 活性污泥中同样存在好氧反硝化菌，经过1 h 的适应开始发挥其好氧反硝化能力，由于好氧反硝化速率大于硝化速率使得SBＲ2 中硝氮浓度不断降低。SBＲ1 经生物强化后其好氧反硝化能力优于SBＲ2，所以SBＲ1中无硝氮的瞬时积累，始终保持极低浓度。

微生物脱氮的氨化、硝化过程以及自身内源呼吸的过程均需要氧气，而传统反硝化过程通常在缺氧条件下进行，因此，控制适当的DO 是保证实验进行的重要条件。本实验中，两系统在曝气1 h 后，DO 浓度均略升高，分别达到3． 9 mg /L 和3． 6 mg /L（ 图4） ，这是因为反应初期供氧速率远远大于耗氧速率；随着COD 降解及氨氧化过程大量耗氧，导致DO 浓度降低。当SBＲ1 和SBＲ2 分别进行到第4 小时和第5 小时的时候，DO 浓度开始升高。分析认为，反应后期COD 降解殆尽，随着氨氮不断被降解，其降解速率也逐步降低，耗氧速率随之下降，当低于供氧速率时，DO 浓度开始升高。因强化系统中投加了高效复合菌剂，加速了氨氮的降解，故SBＲ1 提前1 h 进入DO 升高阶段。由于该系统中同时进行着好氧反硝化反应，反硝化所消耗的氧气对系统中溶解氧的影响仍需进一步的研究和讨论。

2． 3 盐度冲击对SBＲ1 和SBＲ2 的脱氮特性的影响

模拟实际高盐含氮废水的盐浓度波动，研究了系统受到盐度冲击时的脱氮特性及复合菌剂的强化脱氮效果。本研究中，前4 个周期为系统启动期，系统稳定运行时两系统污泥浓度分别为2 505． 78 mg /L和2 498． 15 mg /L；5 ～ 14 周期为盐度冲击期；15 ～ 22 周期为系统恢复期，其中，盐度冲击阶段对SBＲ1 和SBＲ2 分别进行5%、7% 和0% 的盐度冲击；系统恢复阶段系统进水恢复到3% 盐度废水。

2． 3． 1 5%、7% 盐度冲击对SBＲ1 和SBＲ2 脱氮特性的影响

在初始氨氮浓度120 mg /L 左右、C /N 为15 以及投菌量5． 4% 的条件下运行SBＲ。如图5、图6所示，经过4 个周期的运行，SBＲ1 和SBＲ2 的脱氮率均达到90% 以上，实现了稳定运行。随后，对SBＲ1 与SBＲ2 分别进行5% 和7% 的盐度冲击实验。初期由于Cl － 浓度的骤然增加，导致细胞脱水破裂，菌体新陈代谢活动停滞，两系统脱氮效果急剧下降，在6 到8 周期，SBＲ1 与SBＲ2 脱氮率最低分别降至60% ～ 65% 左右和50% ；经过6 个周期的自适应，微生物群体再次恢复生理活性，逐渐适应较高Cl － 浓度环境条件，脱氮率提升至80%以上。

当系统恢复3% 盐度进水后，SBＲ1 和SBＲ2 脱氮效果进一步提高，SBＲ1 经过2 周期的恢复，其出水总氮低于10 mg /L；SBＲ2 出水TN 为17 mg /L 左右SBＲ1 具有优于SBＲ2 的抗高盐度冲击能力，系统能够快速恢复原有处理能力。

2． 3． 2 0% 盐度冲击对SBＲ1 和SBＲ2 脱氮特性的影响

经4 周期运行启动后，SBＲ1 和SBＲ2 的脱氮率分别为95． 8% 和91． 62%，出水总氮浓度分别降解至5． 16 mg /L 和10． 27 mg /L。从第5 ～ 14 周期以0%盐度的淡水代替3%盐度的进水进行淡水冲击，如图7 所示，进水盐度的突然降低对系统稳定性有极大的影响，SBＲ1 和SBＲ2 的脱氮率急剧下降至第7 周期的21． 65% 和18． 89%。盐度冲击末期，两系统的脱氮率分别为43． 09%和35． 95%，总氮有大量积累，分别为69． 92 mg /L 和78． 51 mg /L。对比5%和7% 盐度冲击时的脱氮效果，0% 盐度比5% 和7%盐度对系统脱氮能力的冲击和破坏程度更加明显。不同盐度冲击时各系统的生物量（ MLSS） 变化如表1 所示，当两系统接受5% 和7% 盐度冲击时，其MLSS 较初始污泥浓度皆有所下降，且SBＲ1 中MLSS 始终高于SBＲ2。当两系统接受0% 盐度冲击时，其MLSS 对比初始阶段有较大程度的下降，生物量明显减少，表明0%盐度比5% 和7% 盐度对系统中微生物的冲击和破坏程度更加明显。分析认为，当盐度下降时，改变微生物细胞的渗透压，细胞会吸水膨胀，导致微生物的大量死亡，进而影响脱氮效果；而提升盐度会降低酶活性，使细胞发生质壁分离，抑制微生物的生长，所以适度的盐度提升只是影响微生物的活性，而不会引起微生物的大量死亡。

系统恢复3% 盐度进水后，SBＲ1 和SBＲ2 两系统的脱氮率未出现明显提升，恢复7 个周期后脱氮率仅为45． 59% 和38． 66%，仍有大量总氮未被降解。经历0%盐度冲击后，两系统均无法自行恢复原有脱氮能力，因此较长时间的淡水冲击对系统所造成的破坏是不可逆的。

第22 周期向SBＲ1 中投加3%的耐盐脱氮复合菌剂，脱氮效果显著升高，经过3 个周期，脱氮率提升到94． 9%，出水总氮浓度降低到6． 24 mg /L；而不投加复合菌剂的SBＲ2 的脱氮能力始终未能恢复，在实验结束的第26 周期其脱氮率仅为39． 24%。分析认为，耐盐脱氮复合菌剂在其最适盐度3% 条件下，各菌种间积极发挥协同作用，其高效生物强化作用充分显现。通过少量投加耐盐脱氮复合菌剂，就能使系统迅速恢复脱氮活性，从而达到理想的脱氮效果。

3 结论

（ 1） 复合菌剂强化高盐废水脱氮系统在曝气时间为6 h 时，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，强化系统具有同步硝化好氧反硝化能力。

（ 2） 强化系统抗盐度冲击的稳定性优于对照系统。在高盐度冲击下（ 5%和7%盐度） ，强化系统能够快速恢复原有脱氮能力，且出水总氮低于15 mg /L；在0%盐度的淡水冲击下，对照系统失效且无法恢复，而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。淡水冲击比高盐度冲击对脱氮系统的破坏更为严重，甚至是不可逆的。

（ 3） 基于较好的脱氮效果和较强的抗盐度冲击能力，复合菌剂强化高盐废水脱氮具有实际应用价值和工程意义，为明确复合菌剂在系统中成为优势菌的生物强化作用和优化复合菌剂的使用效果，需要在后续研究中利用分子生物学手段进行活性污泥的DNA 指纹图谱分析，以获得微生物群落结构和优势种群数量的时序动态演替，为强化系统运行调控提供理论依据。