利用耐盐菌藻共生污泥系统强化处理高盐度氮甲基吡咯烷酮废水的方法

摘要

本发明公开了一种利用耐盐菌藻共生污泥系统强化处理高盐度氮甲基吡咯烷酮废水的方法。所述的菌藻共生污泥系统选用小球藻Chlorella sorokiniana FACHB‑275作为目标微藻，活性污泥取自化工废水处理厂二沉池。本发明中的菌藻共生污泥系统具有优异的耐盐性能，系统利用微藻光合作用产生的溶解氧作为电子受体强化NMP的降解，同时NMP降解产生的CO2和氨氮供微藻生长利用，可实现在无曝气的条件下强化处理高盐度NMP废水，且在高盐度条件下仍能保持高效稳定的处理效果。

说明书

技术领域

本发明属于有机污染废水生物处理领域，涉及一种利用耐盐菌藻共生污泥系统强化处理高盐度氮甲基吡咯烷酮废水的方法。

背景技术

氮甲基吡咯烷酮(N-methylpyrrolidone，NMP)作为有机溶剂广泛应用于石油加工、制药、微电子和锂电池等行业中，随着工业生产快速发展，含NMP工业废水排放量日益增加。由于NMP具有明显的生物毒性，如果处置不当，将严重威胁人类身体健康和生态环境。实际NMP废水通常具有高盐度的特点，未经处理的高盐度废水排放可能会造成严重的环境污染，影响水生生物、饮用水和农业生产。

物理和化学技术在高盐工业废水处理中应用广泛，主要包括蒸发、反渗透和纳滤(NF)等膜技术、离子交换、高级氧化工艺和电化学技术。然而，物理和化学技术由于矿化率低且易造成二次污染而受到限制。以生物处理法为主导的废水处理技术具有环境友好、投资省、运行费低等优点。然而，传统的好氧生物处理技术由于采用机械鼓泡曝气的供氧方式，面临能耗高、碳排放严重和污染物挥发等缺陷。另外，普通活性污泥中耐盐菌含量较少，难以适应高盐环境。因此，亟待开发出能在高盐环境下高效稳定地处理NMP废水的低碳高效技术。

菌藻共生污泥系统因其碳中和潜力、生物质可资源化回收等优势，越来越多地被用于低毒性高营养的污水处理中。例如文献1中，构建了菌藻共生体系处理市政污水，可同步去除污水中的化学需氧量(COD)、氮和磷(Zhang B,Piet N.L,Shi W,et al.Enhancementof aerobic granulation and nutrient removal by an algal-bacterialconsortiumin a lab-scale photobioreactor[J].Chemical Engineering Journal,2018,334(Pt.2):2373-2382.)。例如文献2中，构建的菌藻颗粒污泥系统在强化市政污水中污染物去除的同时，可以提高系统的稳定性(Zhou Y,Chen S,Guo N,et al,Evaluatingthe role of algae in algal-bacterial granular sludge:Nutrient removal,microbial community and granular characteristics[J],Bioresource Technology,2022,365,128165.)。在菌藻共生污泥系统的研究中发现，微藻的引入有利于系统微生物分泌有益的胞外聚合物(EPS)，增强系统的稳定性和抗冲击能力，但能否耐受高盐度工业废水的冲击尚未得到验证。近年来，有研究尝试利用颗粒污泥的抗冲击性能构建菌藻颗粒污泥系统，提升系统面对高盐度环境时的稳定性。例如文献3中，Dong等研究了低毒性高营养的污水中高盐度(1％-3％)的胁迫对菌藻共生颗粒污泥的影响，结果表明，在高盐度冲击下系统未崩溃，可在去除高盐度胁迫后恢复性能，但系统受到高盐度的冲击时污染物去除效率明显下降(Dong X,Zhao Z,Yang X,et al.Response and recovery of mature algal-bacterial aerobic granular sludge to sudden salinity disturbance in influentwastewater:Granule characteristics and nutrients removal/accumulation[J].Bioresource Technology,2021,321:124492.)。然而，颗粒污泥的培养通常需要较长的周期以及较高的曝气能耗，与菌藻协同系统低碳的优势相悖。此外在高盐度NMP废水处理中，由淡水微藻构成的菌藻共生系统中微生物EPS分泌情况尚不清楚，系统能否耐受高盐度的胁迫和冲击，并维持高效的光合作用产氧效率和污染物降解性能，目前尚未有文献报道。

发明内容

本发明提供一种利用耐盐菌藻共生污泥系统强化处理高盐度氮甲基吡咯烷酮废水的方法。本发明构建菌藻共生污泥系统，发现小球藻在面对高盐度胁迫时，具有自适应恢复能力，同时，在无曝气的条件下，小球藻通过光合作用产生的DO作为电子受体可耦合NMP降解功能菌群，强化降解NMP这类具有毒性、易挥发的难降解有机物。在连续流光生物反应器中运行过程中，在受到高盐度和污染物冲击时，构建的菌藻共生污泥系统具有更强的耐盐性和降解效率。

本发明的技术方案如下：

利用耐盐菌藻共生污泥系统强化处理高盐度氮甲基吡咯烷酮废水的方法，包括以下步骤：

(1)耐盐菌藻共生污泥系统的构建：

将小球藻Chlorella sorokiniana FACHB-275扩大培养后，将液体藻离心，清洗去除残留的营养物质，再次离心得到藻体沉积物作为微藻接种物，将微藻接种物接种至取自污水厂二沉池中的活性污泥中，采用高盐度含NMP的模拟废水进行培养，构建耐盐菌藻共生污泥系统；

(2)高盐度氮甲基吡咯烷酮废水的处理：

将耐盐菌藻共生污泥系统接种至光生物反应器中，运行反应器，通入高盐度NMP废水，进行生物降解处理。

本发明所述的小球藻Chlorella sorokiniana FACHB-275来自于中国科学院淡水藻种库(FACHB)，该藻种具有较强的光合作用和产氧效率，可在24h内时溶解氧浓度达到5mg/L以上的水平。

进一步地，步骤(1)中，高盐度含NMP的模拟废水中，盐度为1％～3％，NMP的浓度为200mg/L。

进一步，步骤(1)中，小球藻Chorella sorokiniana FACHB-275的培养基采用BG-11培养基，离心速度为8000转/分钟，离心时间为10min，清洗液为磷酸盐缓冲溶液。

进一步，步骤(1)中，微藻接种物与活性污泥的干重比为1:50，培养反应器中接种的生物量浓度为1000mg/L。

进一步，步骤(1)中，培养过程中，采用的光照强度为6000lux，光照周期为光照/黑暗＝12h/12h，培养温度为26.0±0.5℃。

进一步地，步骤(2)中，光生物反应器为升流式连续流光生物反应器。在本发明具体实施方式中，采用的升流式连续流光生物反应器由透明的有机玻璃制成，其有效容积为2.5L，其高径比为3:1，搅拌速度设置为100转/分钟。

进一步地，步骤(2)中，反应器中接种的生物量浓度为1000mg/L。

进一步地，步骤(2)中，水力停留时间为24h，进水NMP负荷为200mg/L/d。

进一步地，步骤(2)中，光照强度设置为6000lux，光照周期设置为光照/黑暗＝12h/12h。

与现有技术相比，本发明具有以下显著优点：

(1)本发明提出的耐盐菌藻共生污泥系统可以在无曝气的条件下高效处理高盐度NMP废水，避免了机械鼓泡曝气导致的能耗成本高、温室气体排放及造成污染物挥发等问题。微藻光合作用产生的溶解氧(DO)作为电子受体可以强化NMP的降解，NMP降解产生的CO

(2)随着盐度的提升，相较于传统的活性污泥系统，菌藻共生污泥系统在降解和矿化NMP方面表现的更加高效和稳定。在2％的盐度条件和连续流模式运行下，菌藻共生系统的NMP去除率仍能保持在80％以上，而污泥系统的降解率几乎不到60％。另外，面对进水有机负荷提升，菌藻共生污泥系统表现出更强的抗冲击能力。

附图说明

图1是处理不同盐度NMP废水时菌藻共生污泥系统中微藻的光合活性变化，其中(a)为最大光化学效率的变化，(b)为实际光能转化效率的变化，(c)为相对光合电子传递速率的变化；

图2是处理不同盐度NMP废水时菌藻共生污泥系统和活性污泥系统的NMP降解率(a)、总有机碳(TOC)去除率(b)和氨氮浓度(c)；

图3是连续流反应器在不同盐度下纯藻系统、活性污泥系统和菌藻共生污泥系统中NMP降解率(a)、TOC去除率(b)和出水氨氮浓度(c)；

图4是不同HRT条件下反应器的NMP去除率(a)、TOC去除率(b)和出水氨氮浓度，其中R1:纯藻系统、R2：活性污泥系统、R3：菌藻共生污泥系统；

图5是不同盐度下纯藻系统、活性污泥系统和菌藻共生污泥系统EPS含量。

具体实施方式

下面结合具体实施例和附图对本发明作进一步具体详细描述，但本发明的实施方式不限于此，对于未特别注明的工艺参数，可参照常规技术进行。

实施例1

本实施例用于说明构建的菌藻共生污泥系统中的微藻在高盐度胁迫下的自我适应能力，以及该系统对高盐度NMP废水的强化降解性能。

(1)微藻接种物的制备：将Chlorella sorokiniana FACHB-275在BG-11培养基中培养，置于光照培养箱上，设定温度为27.0℃，光照强度为6000lux，光暗循环时间比为12h/12h，在该条件下培养72h，然后将得到的小球藻溶液在25℃、8000转/分钟的条件下离心10min，得到微藻接种物。

(2)用于强化处理高盐度NMP废水的耐盐菌藻共生污泥系统的培养：将微藻接种物接种至取自污水厂二沉池中的活性污泥中，采用含NMP的废水混合培养。微藻接种物与活性污泥的干重比为1:50，培养反应器中接种的生物量浓度为1000mg/L，采用的光照强度为6000lux，光照周期为光照/黑暗＝12h/12h，培养温度为26.0±0.5℃。

BG-11培养基的组成如下：NaNO

含NMP废水组成如下：NaCl 0-20g/L、NMP 200mg/L、Na

图1(a)是处理不同盐度NMP废水时菌藻共生污泥系统中微藻的最大光化学效率(Fv/Fm)的变化。在盐度为0％时，Fv/Fm值在10天内从0.69上升至0.75。当盐度上升至1％，Fv/Fm值从0.692下降至0.626。当盐度上升到2％，Fv/Fm值在3天内从0.692下降到0.558，随后在第10天逐渐回升至0.626。图1(b)是微藻的实际光能转化效率(Y(II))的变化。在盐度为0％的条件下，Y(II)值在10天内从0.15上升至0.359。当盐度为1％和2％时，Y(II)值在4天内分别从0.15下降到0.053和0.008，随后缓慢回升，在第10天分别上升到0.218和0.224。图1(c)是微藻的相对光合电子传递速率(ETRm)的变化。当盐度为0％时，相对光合电子传递速率ETRm值在10天内从17.92上升至60.81。在盐度上升至1％和2％时，ETRm值在4天内从17.92下降至8.11和4.70，随后缓慢回升，在第10天达到32.28和28.68。以上结果表明，在高盐环境的冲击下，菌藻共生污泥系统中微藻的光合活性受到短暂抑制，然而，经过3-4天的适应时间，微藻的光合作用活性逐渐恢复到较高水平。因此，小球藻可在0％-2％盐度的冲击下，通过自我适应保持光合作用活性。

图2(a)是处理不同盐度NMP废水时菌藻共生污泥系统和活性污泥系统的NMP降解率。在盐度为0％的条件下，菌藻共生污泥系统在32h内的NMP降解率达到100％，活性污泥系统的NMP降解率仅为77％。当盐度提升到1％和2％，菌藻共生污泥系统均可以在48h内将系统内的NMP完全降解，活性污泥系统的NMP降解率仅为63％和89％。图2(b)是不同盐度下菌藻共生污泥系统和活性污泥系统的TOC去除率。在盐度为0％、1％和2％的条件下，菌藻共生污泥系统在第48h对TOC的去除率分别为92.07％、76.34％和73.05％，活性污泥系统在第48h对TOC的去除率分别为89.29％、81.69％和71.52％。通过以上结果分析，在处理高盐度NMP废水时，本发明构建的耐盐菌藻共生污泥系统显著强化了NMP的降解和矿化。图2(c)是不同盐度下菌藻共生污泥系统和活性污泥系统中氨氮浓度变化。在盐度为0％、1％和2％的条件下，在第48h菌藻共生污泥系统中的氨氮浓度分别为4.86mg/L、0.79mg/L和2.25mg/L，活性污泥系统中的氨氮浓度分别为19.18mg/L、7.54mg/L和1.45mg/L。以上结果表明，在处理高盐度NMP废水时，菌藻共生污泥系统显著强化了氨氮的去除。综上，本发明的菌藻共生污泥系统具有较强的耐盐性能，可在无曝气条件下显著强化NMP的降解和矿化，并实现同步脱氮。

实施例2

本实施例用于说明此耐盐菌藻共生污泥系统在连续流运行模式下处理高盐度NMP废水的高效性和稳定性。

(1)将上述培养的菌藻共生污泥系统接种至连续流光生物反应器运行，反应器中接种的生物量浓度为1000mg/L，水力停留时间设置为24h，进水NMP负荷为200mg/L/d。光照强度设置为6000lux，光照周期设置为光照/黑暗＝12h/12h。并设置纯藻(小球藻)系统和活性污泥系统作为对照组。

(2)盐度变化对菌藻共生污泥系统处理效果的影响通过逐步提高NMP废水盐度的方式体现，并监控水质去除效果。第一阶段，NMP废水的盐度为0％；第二阶段，NMP废水的盐度为1％；第三阶段，NMP废水的盐度为1.5％；第四阶段，NMP废水的盐度为2％。

(3)进水有机负荷对菌藻共生污泥系统处理效果的影响通过改变HRT的方式来体现，并监控水质去除效果。控制模拟NMP废水的盐度为1.5％。第一阶段，HRT为24h；第二阶段，HRT为18h；第三阶段，HRT为12h。

图3是不同盐度下纯藻系统、活性污泥系统和菌藻共生污泥系统中NMP的降解率、TOC去除率和出水氨氮浓度。如图3(a)和(b)所示，在盐度为0％的条件下，当进水NMP负荷为200mg/L/d时，菌藻共生污泥系统中NMP降解率和TOC去除率分别达到98％和85％以上，活性污泥系统中NMP降解率和TOC去除率分别为80％和78％左右，而纯藻系统不具备生物降解NMP的能力。在盐度为2％的条件下，菌藻共生污泥系统中NMP降解率和TOC去除率仍保持在80％和75％以上，而活性污泥系统的NMP降解率和TOC去除率降解率约为58％和45％。在连续流光生物反应器运行过程中，菌藻共生污泥系统显著强化了NMP的降解和矿化，并具有长期运行稳定性。面对高盐度废水的冲击，菌藻共生污泥系统具有更强的耐盐性能，并保持高效的NMP降解和脱氮性能。如图3(c)所示，在0％的盐度条件下，菌藻共生污泥系统出水氨氮的浓度为5.25±1.45mg/L，而活性污泥系统中出水氨氮的浓度为7.60±1.15mg/L，由于小球藻无法降解NMP，纯藻系统没有氨氮产生。菌藻共生污泥系统中菌藻协同作用促进了微生物活性，同时微藻的同化作用也可增强系统的脱氮能力。在2％的盐度条件下，菌藻共生系统中出水氨氮浓度为4.49±0.51mg/L，活性污泥系统中出水氨氮浓度为5.64±1.08mg/L，在实验过程中始终未检测到硝态氮和亚硝态氮，由于菌藻共生污泥系统的耐盐性能，在高盐度的胁迫下实现了同步强化脱氮。综上，菌藻共生污泥系统强化了NMP降解和脱氮性能，并具有长期运行稳定性和抗冲击能力。

图4是在1.5％的盐度条件下，不同HRT条件下反应器的NMP降解率、TOC去除率和出水氨氮浓度(R1:纯藻系统、R2：活性污泥系统、R3：菌藻共生污泥系统)。如图4(a)和(b)所示，纯藻系统不具备降解NMP的能力。在HRT为24h(NMP负荷为200mg/L/d)的条件下，菌藻共生污泥系统的NMP降解率和TOC去除率分别为93.16％和81.56％，活性污泥系统的NMP降解率和TOC去除率分别为80.14％和69.60％。当HRT降低到18h(NMP负荷为267mg/L/d)，菌藻共生污泥系统的NMP降解率和TOC去除率分别为78.17％和60.91％，活性污泥系统的NMP降解率和TOC去除率分别为62.03％和38.51％。当HRT降低到12h(NMP负荷为400mg/L/d)，菌藻共生污泥系统的NMP降解率和TOC去除率分别为52.06％和38.80％，活性污泥系统的NMP降解率和TOC去除率分别为33.44％和24.61％。如图4(c)所示，由于纯藻体系无法降解NMP，没有氨氮的产生。在HRT为24h(NMP负荷为200mg/L/d)的条件下，菌藻共生污泥系统和活性污泥系统的出水氨氮浓度分别为和6.92mg/L和7.89mg/L。在HRT为12h(NMP负荷为400mg/L/d)时，菌藻共生污泥系统和活性污泥系统的出水氨氮浓度分别为和2.97mg/L和5.04mg/L，在实验过程中始终未检测到硝态氮和亚硝态氮。上述结果表明，面对NMP负荷提升的冲击，菌藻共生污泥系统具有较强的稳定性和抗冲击能力。

图5是不同盐度对纯藻系统、活性污泥系统和菌藻共生污泥系统EPS的影响。如图5(a)所示，在0％的盐度条件下，菌藻共生污泥系统、活性污泥系统和纯藻系统中松散结合型胞外聚合物(LB-EPS)的含量分别为83.13mg/(g MLVSS)、36.88mg/(g MLVSS)和29.10mg/(gMLVSS)。随着盐度逐渐提升至2％，菌藻共生污泥系统、活性污泥系统和纯藻系统中LB-EPS的含量逐渐上升到173.92mg/(g MLVSS)、98.26mg/(g MLVSS)和66.88mg/(g MLVSS)，其中PS的占比明显增加。如图5(b)所示，在0％的盐度条件下，菌藻共生污泥系统、活性污泥系统和纯藻系统中紧密结合型胞外聚合物(TB-EPS)的含量分别为116.53mg/(g MLVSS)、61.47mg/(g MLVSS)和33.98mg/(g MLVSS)。随着盐度逐渐提升到2％，菌藻共生污泥系统、活性污泥系统和纯藻系统中TB-EPS的含量逐渐增加至220.15mg/(g MLVSS)、70.69mg/(gMLVSS)和26.33mg/(g MLVSS)。结果表明，在高盐环境的冲击下，菌藻共生系统可以分泌更多的TB-EPS，尤其是PS的增加有利于增强系统的耐盐性能。结果表明，与活性污泥系统相比，菌藻共生污泥系统中的LB-EPS和TB-EPS均明显增加，有利于增强系统的耐盐性能、稳定性和抗冲击能力。