高盐肝素钠生产废水的厌氧生物处理

2021-12-03张雪智邱信欣葛丹丹

化工环保 2021年6期

刘锋，张雪智，邱信欣，冯震，葛丹丹

（1. 苏州科技大学环境科学与工程学院，江苏苏州 215009；2. 城市生活污水资源化利用技术国家地方联合工程实验室，江苏苏州 215009）

作为天然的抗凝血药，肝素钠的临床价值极高［1］。肝素钠生产原料为猪或牛的肠粘膜，且生产肝素钠的盐析等工序中大量使用氯化钠，因此肝素钠生产废水与一般的高盐废水不同，不仅含有高浓度的盐分，还含有大量的有机污染物和高含量的-N［2-3］，粗蛋白占8%～10%（w），ρ（Cl-）约为900～40000 mg/L，COD约为600～20000 mg/L［4］。该废水常规生化处理效果较差，处理难度较大［5］。除水质复杂外，废水伴有十分浓烈的恶臭气味，若不经处理直排入河势必会对周边环境造成十分恶劣的影响［6］。

目前对于高盐废水的处理主要有电化学［7-8］、焚烧［9-10］、膜分离［11］、生物处理［12］以及物化处理［13］等方法。生物处理具有适用性广、运行成本低、无二次污染等特点，是处理高盐有机废水的主要方式［14-15］，其中耐盐/嗜盐微生物的驯化培养是影响处理效果的关键［16］。厌氧生物处理由于剩余污泥产量少、转化效率高、抗冲击负荷能力强，也被用于高盐废水的处理［17］。而物化法能有效去除高盐废水中的不溶性有机物［18］，因此通常作为生物处理的预处理工艺，提高废水可生化性。

本研究以苏州某肝素钠生产厂的生产废水为研究对象，采用混凝沉淀—UASB厌氧—MBR好氧—后混凝组合工艺，考察肝素钠生产废水的处理效果以及耐高盐微生物的驯化效果，分析驯化前后微生物群落的变化，确定最佳工艺条件，为实际应用提供一定的理论基础。

1 实验部分

1.1 实验用废水和接种污泥

实验用废水为取自苏州某肝素钠生产厂的生产废水。肝素钠的生产工艺主要是酶解法，废水分别来自于洗肠和酶解工序，主要含有氯化物、蛋白质、酸、碱、酒精等物质，COD、ρ、TN、电导率均很高且不稳定。原水水质见表1。

表1 肝素钠生产废水的水质

本实验所接种污泥为浙江安吉某豆制品加工厂污水处理站厌氧池中的厌氧颗粒污泥，呈球形或椭球形，有固定的团粒结构，粒径为1～3 mm，污泥浓度约为10 g/L，接种量为0.5 L/L，未接种特定的耐盐菌种。

1.2 厌氧生物处理实验装置

厌氧生物处理实验装置主要由进水泵、UASB厌氧反应器、恒温水浴箱、水封瓶等组成。厌氧反应器材质为有机玻璃，反应区直径90 mm，高1100 mm，有效容积为7 L。反应器运行方式为上流式，通过进水泵由反应器下部进水，反应器顶部设有三相分离器进行泥水分离，外部环绕着水循环保温层，通过连接恒温水浴箱进行温度控制。厌氧生物处理实验装置示意见图1。

图1 厌氧生物处理实验装置示意

1.3 实验方法

1.3.1 混凝预处理

取1 L废水，用浓度为0.1 mol/L的NaOH溶液调节至不同pH，加入不同量的质量分数为30%的聚合氯化铝（PAC）溶液，搅拌后再加入24 mL质量分数为0.1%的聚丙烯酰胺（PAM）溶液，搅拌后静置，取上清液测定COD，研究pH和PAC投加量对废水COD去除效果的影响。

1.3.2 厌氧污泥的驯化与厌氧生物处理装置的运行

以进水ρ（Cl-）为控制指标，对厌氧污泥进行耐高盐的逐级驯化。在驯化初期用去离子水稀释的混凝出水作为厌氧生物处理进水，驯化一段时间后采用前期厌氧生物处理出水与混凝出水混合的方式调节ρ（Cl-），按ρ（Cl-）提升梯度将驯化过程分为4个阶段。

驯化完成后继续对废水进行厌氧生物处理，同时检测COD、ρ、TN、TP等指标的去除效果。

1.3.3 厌氧微生物群落结构分析

分别取未驯化的厌氧污泥（记为S0）和驯化后的厌氧污泥（记为S1），采用高通量测序仪（Miseq型，Illumina公司）进行高通量测序分析。将相似性为97%以上的有效DNA序列数据进行操作分类单元（OTU）分类，在上海美吉生物医药科技有限公司I-Sanger云平台上完成数据分析。

1.4 分析方法

pH采用pH计（WTW 7110型，德国WTW公司）测定；COD采用重铬酸盐法［19］测定；ρ采用纳氏试剂分光光度法［20］测定；ρ（Cl-）采用硝酸汞滴定法［21］测定；TN采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法［22］测定；TP采用连续流动-钼酸铵分光光度法［23］测定。

2 结果与讨论

2.1 混凝预处理

混凝预处理的COD去除效果见表2。由表2可见，当混凝pH为8.0、PAC投加量为24 mL/L时，混凝段的废水COD去除率最高，为52.05%。综合考虑经济等因素，选择8.0为最佳混凝pH、24 ml/L为最佳PAC投加量。混凝段对废水Cl-、、TN、TP的去除效果不明显，需经后续生化段进一步去除。

表2 混凝预处理的COD去除效果

2.2 厌氧污泥驯化

驯化阶段COD，ρ，TN，TP的变化分别见图2～图5。由图2可见，第一阶段厌氧进水的ρ（Cl-）和COD分别低于2000 mg/L和4400 mg/L，出水平均COD为461.14 mg/L，厌氧段的COD平均去除率为87.54%；随着进水ρ（Cl-）的逐渐增大，反应器中的盐分逐渐上升，第二阶段厌氧进水ρ（Cl-）为2000～6000 mg/L、COD为4080～5792 mg/L，此时出水COD存在一定波动，平均COD为644.8 mg/L，厌氧段COD的平均去除率仍较高，为87.85%；第三阶段继续增大ρ（Cl-）和COD，进水ρ（Cl-）为6000～8000 mg/L、COD为6080～12720mg/L时，厌氧系统对COD的去除效果仍然稳定且厌氧段平均去除率为88.28%，说明厌氧颗粒污泥适应性良好；第四阶段厌氧进水ρ（Cl-）为8000～10000 mg/L、COD为8480～13120 mg/L，出水平均COD为1266.69 mg/L，厌氧段COD平均去除率为86.57%。整个驯化阶段COD去除率均能保持在77%以上。当ρ（Cl-）过高时，系统内的厌氧微生物会受到抑制［24］，因此为保证厌氧处理的效果，反应器内需维持较高的污泥浓度［25］。

图2 驯化阶段COD的变化

由图3可见：驯化第一阶段厌氧进水的ρ（Cl-）较低，ρ也相对较低，此时厌氧系统基本不受ρ（Cl-）影响，对具有一定的去除效果，当厌氧进水ρ（Cl-）在2000 mg/L以下、ρ低于502 mg/L时，出水平均ρ为323.46 mg/L，此时厌氧段的平均去除率为18.86%；第二阶段厌氧进水ρ（Cl-）为2000～6000 mg/L、ρ升高至502 mg/L以上，系统对处理效果急剧下降，直至不再产生处理作用，其原因可能是ρ过高导致厌氧系统产生游离氨，抑制了厌氧微生物的活性。有研究表明，当ρ高于400 mg/L时，会对厌氧产甲烷作用产生抑制，且与ρ呈正相关［26］。第三、四阶段厌氧进水ρ（Cl-）、ρ持续升高，而出水ρ始终没有降低，这是由于当进水COD过高后，厌氧系统内的活性污泥优先选择处理废水中的COD，对基本没有去除。同时，由于长期处于高ρ条件下，部分厌氧微生物不适应环境从而水解破裂，产生了，导致出水ρ比进水高［27］。

图3 驯化阶段ρ的变化

图4 驯化阶段TN的变化

由图5可见：厌氧系统在第一阶段对废水中的TP没有去除效果，且出水的TP甚至比进水TP还要高出许多，这是由于厌氧过程为释磷过程［28］，接种污泥中原有的磷在厌氧过程初期被大量释放，故厌氧出水的TP反而比进水的TP还要高出许多；第二、三、四阶段，随着厌氧生物处理过程的继续，无论厌氧进水ρ（Cl-）如何变化，进出水TP一直相差不大，基本没有去除效果。

图5 驯化阶段TP的变化

2.3 厌氧反应器运行性能研究

厌氧系统驯化完成后，将厌氧进水COD逐步从8000 mg/L提高至14000 mg/L，进行稳定运行。稳定运行阶段的COD变化见图6。

图6 厌氧稳定运行阶段的COD变化

由图6可见：厌氧系统的进水COD负荷最高达到14.24 kg/（m3·d），厌氧出水进水COD保持在2000 mg/L以下，厌氧段COD去除率稳定在80%以上，最高可达85.47%。与此同时，运行数据表明，系统对NH4+-N和TN均无去除效果。厌氧出水中TP及ρ的变化见图7。由图7可见，厌氧反应的TP去除率低于10%，但经过厌氧处理后废水中的P全都被转化为正磷酸盐形式的无机磷［29］，易于采用混凝沉淀的手段进行除磷处理。

图7 厌氧出水中TP及ρ的变化

厌氧处理后的废水经好氧MBR及混凝沉淀继续处理，最终出水COD低于150 mg/L，平均ρ为2.51 mg/L，平均TN为17.4 mg/L，平均TP为1.2 mg/L，均可满足GB 8978－1996《污水综合排放标准》［30］的三级指标。

2.4 厌氧系统微生物群落结构分析

在微生物多样性指数中，ACE指数、Chao指数和Shannon指数的值越高说明微生物多样性越强，种群丰富度越高；而Simpson指数的值越低则种群多样性越高，同时Simpson指数的值越高说明微生物中优势菌群在总生物群落中的占比越大［31］。本厌氧系统的微生物多样性指数见表3。由表3可见，未经驯化的污泥试样S0的ACE指数、Chao指数和Shannon指数均大于经驯化的污泥试样S1，而Simpson指数小于S1。这表明经过耐盐耐氨氮驯化后，厌氧系统中的微生物被不断选择培养，微生物多样性越来越低，同时说明优势微生物占总生物量的比重逐渐增大，优势微生物逐渐显现。这保证了在高盐高氨氮条件下肝素钠生产废水仍能有较好的处理效果。

表3 本厌氧系统的微生物多样性指数

本厌氧系统微生物的相对丰度图见图8。由图8a可以明显看出：S0中的微生物多样性更强，种类繁多，且较均衡；S0在门水平下的主要菌群为变形菌门（Proteobacteria）细菌，相对丰度为27.44%，次要菌群为螺旋体门（Spirochaetes）细菌，相对丰度为14.40%；而S1的变形菌门（Proteobacteria）细菌在总菌落中的相对丰度较S0进一步扩大至89.65%，处于绝对优势。变形菌门中的细菌均为非嗜盐菌，但驯化后的微生物中变形菌门仍为优势菌种，这说明非嗜盐菌在高盐条件下仍可以保持一定的优势。之前的研究也证实，变形菌门细菌有着许多功能，在水处理领域中始终是最大丰度的细菌门类，即使在高盐条件下也有一定的优势［32］。由图8a还可见，尽管除变形菌门外的其他细菌的相对丰度均下降，但是拟杆菌门（Bacteroidetes）细菌代替螺旋体门（Spirochaetes）细菌成为了S1的次要菌群，相对丰度为3.74%，这表明拟杆菌门细菌较螺旋体门细菌有更强的高盐适应性［33］。

由图8b可见，S1中在纲水平下占比靠前的微生物菌种分属于γ-变形菌纲（Gammaproteobacteria），占比为81.6%；黄小杆菌纲（Flavobacteriia），占比为6.94%；α-变形菌纲（Sphingobacteriia），占比为3.27%。其中，黄小杆菌纲细菌的相对丰度在高盐驯化后升高较为显著。有研究表明，黄小杆菌纲细菌在高盐条件下的相对丰度是低盐条件下的两倍［34］。

由图8c可见，S1在属水平下的细菌种类较多，主要为硫杆菌（Thiobacillussp.），相对丰度为39.02%，属于变形菌门（Proteobacteria）细菌。在不断增长的盐度负荷下，硫杆菌中的耐盐基因的相对丰度呈上升趋势，从而增强了微生物的耐盐性能，可抵抗外部渗透压的变化［35-36］。由图8c还可见，产黄杆菌（Rhodanobactersp.）的相对丰度为14.04%，根瘤菌（Ciceribactersp.）的相对丰度为5.69%，丛毛单胞菌（Comamonassp.）的相对丰度为5.40%。根瘤菌以氨氮、硝酸盐和多数氨基酸类作为氮源，耐盐性能比较好。丛毛单胞菌主要是对废水进行硝化/反硝化作用，降解废水中的氨氮。