應用生物強化技術對含食品廢水的污水中菌群的改造研究

王丹陽， 汪 蘋,*， 方貴銀, 許 文， 錢仁清

(1.北京工商大學 食品學院， 北京 100048；2.格銳環境工程有限公司， 江蘇 張家港 215600)

近年來，隨著我國工業化、城鎮化進程不斷推進，環保部制定了節能減排目標，同時將城鎮污水處理廠的污染物排放指標提高，即出水排入國家和省確定的重點流域及湖泊、水庫等封閉、半封閉水域時，要達到《城鎮污水處理廠污染物排放標準》(GB18918—2002)中規定的一級A標準[1](以下簡稱“一級A標準”)。污水處理廠出水總氮(TN)等指標的控制越來越嚴格，許多水廠面臨穩定達標和降低能耗雙項任務。夾雜工業、城鎮廢水的園區污水處理廠的污染物處理問題是污染物排放一級A標準達標的重點和難點。園區廢水中的工業廢水(占比可從30%～90%)往往含有許多難以生物降解的污染物[2]，含有大量食品廢水的污水具有有機物、TN、脂肪及懸浮物含量高等特點[3]。我國地方城鎮污水處理廠大多含有屠宰、肉類加工、食品發酵等廢水，尋求更加經濟高效的污水處理新方法勢在必行。

目前，我國對城鎮污水處理主體工藝的改造一般有4種方式：一是對原有的活性污泥工藝進行調整，二是生物強化技術，三是增加化學處理過程，四是增加深度處理。生物強化技術是一種通過向廢水處理系統中投加從自然界中篩選的高效功能菌株，達到對某一種或某一類有害物質的去除或某方面性能改進目的的環境生物新技術[4]。該技術的應用方式主要分為直接投加功能菌株和投加固定化微生物兩種，具有微生物菌劑生長繁殖快、分解效率高、作用針對性強、工程造價低、能耗低等優點。目前利用微生物直投法對污水廠菌群改造的研究少見報道，大多數研究者僅限于小型試驗，缺少將生物強化技術應用到現場工程的研究實例。本實驗采用實驗室篩選得到的高效產蛋白酶、淀粉酶菌株及異養硝化- 好氧反硝化菌株，制備成復合微生物菌劑，對蘇州市某工業園區污水處理廠活性污泥(含有大量食品和印染工業廢水)進行菌群改造，增加有效菌群數量，改善其出水TN、氨氮(NH3-N)、COD以及活性污泥性能，提高系統活性污泥耐沖擊負荷。希望在節約能源的同時，二沉池出水水質穩定達到一級A標準。

1 材料與方法

1.1 菌株來源及性能

采用本實驗室脫氮、脫碳菌庫中篩選出的8株菌，通過模擬含食品廢水的工業園區污水進行定向馴化，復配制得復合微生物菌劑。復合菌劑的脫氮、脫碳、除磷及產酶活性已在定向馴化過程中測得，實驗結果見表1。8株菌均為兼性菌，單株菌可將NH3-N直接轉化為氮氣，脫氮途徑簡捷、速度快，可實現同步生化/硝化/反硝化過程[5-10]。7株菌可高效產蛋白酶、淀粉酶，將大分子有機物水解成小分子物質。所測結果中蛋白酶活性定義為：在一定溫度和pH值條件下，每分鐘催化酪蛋白，水解生成1 μg酪氨酸的酶量，為一個酶活力單位；淀粉酶活性定義為：在40 ℃，一定pH值條件下，5 min內水解1 mg淀粉的酶量，為一個酶活力單位，均以U/mL表示。L1- 1、L2- 3、WXZ- 17(見表1中菌株命名上帶*者)為反硝化聚磷菌[11]，其除磷原理為，以硝基氮或亞硝基氮為電子接受體的聚磷菌(常規聚磷菌是以氧氣為電子接受體)，可實現在有氧條件下既脫氮又除磷。

表1 異養硝化- 好氧反硝化菌株脫氮、脫碳、除磷性能及酶活性

“√”表示對苯胺有一定的降解性能；“*”表示反硝化聚磷菌。

1.2 實驗方法

1.2.1微生物菌劑的活化

嚴格配制培養基。將所配得培養基經121 ℃高溫滅菌20 min，取出冷卻后，在無菌操作室內從斜管中挑一環接種，再經30 ℃、160 r/min恒溫搖床培養24 h。培養所得菌液經3倍離心復配后，獲得目標菌液。菌液質量濃度為1.225 g/L。

活化培養基(g/L)：葡萄糖1，乙酸鈉0.5，酵母膏0.25，CaCl20.075，MgSO4·7H2O 0.2，(NH4)2Fe(SO4)2·6H2O 0.04，NH4Cl 0.062 5，NaNO30.062 5，蛋白胨0.062 5， KH2PO40.002 1，K2HPO40.002 8。

1.2.2復合微生物菌劑的現場擴培

1)現場擴培。將活化所得菌劑20 L裝入塑料桶內帶至現場。為短時間內獲得大量菌劑，不考慮嚴格滅菌條件，通過4個不同體積的擴培罐逐級進行培養，直至復合菌劑體積容量達到30 m3。

培養基：擴培罐A、B、C、D所采用的培養基配制方法同活化培養基。30 m3擴培池所采用的培養基配制方法為葡萄糖4 kg/m3(COD約為4 000 mg/L)，尿素0.5 kg/m3(TN約為100 mg/L)，磷肥60 g/m3(TP約為4 mg/L)。

圖1 現場擴培實驗裝置Fig.1 Field expansion experiment device

2)實驗裝置。復合微生物菌劑現場擴培實驗裝置見圖1。擴培罐由圓柱形有機玻璃柱加工而成。在反應器壁的垂直方向設置排取樣口，用以取樣和排菌；以黏砂塊作為微孔曝氣器，采用鼓風曝氣；距反應器底部一定高度設有排菌口；曝氣管由穿孔膠管連接而成，壓縮空氣經轉子流量計控制流量后，再經曝氣管釋放到反應器。進水直接由反應器頂部加入。

本實驗有5種規格的擴培罐：擴培罐A直徑24 cm，高46 cm，有效容積為18 L；擴培罐B直徑40 cm，高80 cm，有效容積為100 L；擴培罐C直徑79 cm，高80 cm，有效容積為390 L；擴培罐D直徑110 cm，高107 cm，有效容積為1 000 L。30 m3擴培池長3米，寬2米，深5米，有效容積為30 m3。

1.2.3復合微生物菌劑的投放

將復合微生物菌劑從A/O池的進口端通過管道注入。投放時間為每日8:00，投放菌劑占全部污泥的體積比約為1∶10。自2017年4月25日起投放，7月16日停止加菌，繼續運行兩個月，共計147 d。由于外源微生物投加到新鮮污泥中會與污泥中原有的微生物種群形成一種選擇性和競爭性的生長繁殖，菌劑的生長需要一定的適應期，只有外源菌通過自身繁殖增加有效菌群含量，才能實現脫氮、脫碳、除磷，故將實驗期間數據分為4個階段，后續以二沉池數據進行分析。

1)加菌前：4月20日— 4月24日，共計5 d。

2)菌群適應期：4月25日—5月7日，共計13 d。

3)菌群穩定期：5月8日—7月16日，共計70 d。

4)停止加菌：7月17日— 9月18日，共計64 d。

其中2)、3)、4)作為實驗運行期。

1.2.4取樣方式

1)擴培罐A、B、C、D菌液取樣方法：用錐形瓶從處于曝氣狀態下的擴培罐中移取適量體積且充分攪拌均勻后的菌液。

2)30 m3擴培池菌液取樣方法：用重物將帶繩子的小桶垂入擴培池，從處于曝氣狀態下的擴培池中移取適量體積且攪拌均勻后的菌液，倒入錐形瓶。

3)調節池、生化池及二沉池取樣方法：用重物將帶繩子的小桶垂入池中，每日早8點從處于曝氣狀態下的池中移取適量體積且充分攪拌均勻后的污泥，倒入錐形瓶。

1.3 分析項目及檢測方法

CODCr測定采用重鉻酸鉀法測定，NH3-N測定采用水楊酸法，TN測定采用過硫酸鹽氧化法，均使用美國哈希水質測定儀測定；pH值、DO采用WTW便攜式測定儀測定；菌體量采用光密度法，測量含菌培養液在600 nm波長處的吸光值。

2 結果與分析

2.1 復合微生物菌劑對生化池TN去除效果的影響

圖2為微生物菌劑添加前后進出水TN去除情況。由于進水夾雜高氮食品工業廢水，排放無規律，導致TN頻繁波動。加菌前，調節池進水TN質量濃度為10～74 mg/L，二沉池出水TN質量濃度為7～25 mg/L，說明TN的偶有升高現象直接抑制或影響生化池微生物的代謝作用，導致出水TN超標。投加菌劑9 d后，調節池進水TN質量濃度為9～78 mg/L，二沉池出水TN質量濃度降至0.4～5.2 mg/L。菌群穩定期二沉池出水TN去除率是93.48%；加菌前背景值，二沉池出水TN去除率是55.10%。加菌后TN去除有了很明顯改善，在原有基礎上提高近70%，接下來的2個月基本維持在這個水平，說明菌劑對污泥的適應性強，活性好；進入菌群穩定期后，TN基本穩定，呈小范圍波動，原因是系統內有效菌群含量增加，對含氮化合物降解能力加強；菌群穩定期后期，TN濃度漸趨平緩，表明所構建的菌群穩定有效，脫氮效果好。進水隱藏的TN偶然變化是難以控制的，實驗后可以達到穩定的TN出水水質，均達到一級A標準。實驗結果充分說明，復配菌劑對TN去除已經開始發揮明顯功效，因而生化池中的活性污泥抗沖擊負荷能力顯著提升。

圖2 實驗期間TN去除情況Fig.2 TN removal during experiment

2.2 復合微生物菌劑對生化池NH3-N去除效果的影響

二沉池NH3-N去除情況如圖3。自2017年4月25日開始投加微生物菌劑，第10天表現出脫氮效果，NH3-N達到一級A排放標準，充分說明實驗啟動很成功。菌群穩定期二沉池出水NH3-N去除率是83.15%，對比加菌前背景值，二沉池出水NH3-N去除率是50.6%；加菌后NH3-N去除效果有了很明顯改善，在原有基礎上提高60%以上，接下來的 2個月基本維持在這個水平。

圖3 實驗期間二沉池NH3-N質量濃度變化情況Fig.3 Changes in concentration of NH3-N in secondary settling tank during experiment

圖4 實驗期間二沉池COD變化情況 Fig.4 Changes of COD in secondary settling tank during experiment

2.3 復合微生物菌劑對生化池COD的影響

二沉池COD變化情況如圖4。自投加微生物菌劑第5天起，COD逐天降低，可能由于菌劑能分泌出大量胞外水解酶，促進污水中大分子有機物分解成小分子物質，再被其他微生物進一步分解利用。菌群適應期，系統內污泥COD雖略有波動，但后期基本穩定在35 mg/L左右，實驗期間COD變化范圍為27～48 mg/L，平均值為34.82 mg/L。菌群穩定期二沉池出水COD去除率91.40%；加菌前背景值二沉池出水COD去除率85.32%，加菌后有極其穩定的COD出水水質。實驗結果充分說明，利用菌劑進行脫碳過程中，不但不會對水質造成影響，反而能夠提高系統對COD的去除率，該結果與已有研究一致[12-13]。

2.4 復合微生物菌劑對生化池污泥濃度的影響

實驗前為了保證出水水質達標，不得不加大回流污泥量，生化池中的污泥濃度(MLSS)基本維持在8 000 mg/L左右，甚至有時達到10 000 mg/L。隨之而來的問題就是需要更大的曝氣量，而實驗開始前生化池風機的充氧能力已經達到最高限。生物強化實驗的另一重要目的就是提高活性污泥的降解性能，在保證出水水質提高的前提下，減少污泥濃度，起到節能作用。由于實驗數據過多，故選取生化池東線每10天污泥濃度數據為一組，計算均值，并繪制污泥濃度變化折線圖，見圖5。

圖5 實驗期間生化池污泥濃度變化趨勢Fig.5 Trend of sludge concentration in biochemical pool during experiment

從圖5可以看出，污泥總的變化趨勢從初期8 000～10 000 mg/L，到加菌結束后穩定在5 500～7 000 mg/L。4月20日— 6月1日期間，數據的升高可能是由于實驗初期，剛加入系統的菌劑與系統內的土著微生物存在競爭關系，菌群結構不穩定，再加上進水濃度較高，系統內的微生物處理能力有限，導致菌株對有機物降解不徹底，進而系統中的微生物以底泥的形式存留下來，表現為污泥濃度升高。在復配菌劑生長成熟和反應池內土著微生物形成菌群后(約6月1日前后)，出水TN、NH3-N、COD穩定達標，污泥濃度基本上呈現緩慢、持續式下降，回流污泥量回歸正常水平，直至9月初污泥濃度保持在6 000 mg/L左右，有效降低了氧的消耗。產生此現象的原因，一方面是由于添加外源菌使系統內的菌群結構更加穩定，生物強化作用增加，土著微生物對污染物的利用更加充分，加快了對死泥的分解利用；另一方面菌劑的添加使系統內活性污泥活性更好，生命周期延長，死泥的產生量較少。復配菌劑使系統中活性污泥的抗負荷能力增強，進而出水水質變好。新形成的菌群同時還具有顯著提高進水對系統的抗沖擊負荷能力，提高出水水質的作用。投加的微生物菌劑成為優勢菌種，在高效脫氮、脫碳情況下減少溶解氧的消耗，故可適當降低回流量，進而降低污泥濃度。生化池中不再需要更多的曝氣量擬合系統，解決了能耗過大的問題。

3 結 論

1)復合菌劑注入生化池后, 菌種在生化池中能夠很好地存活, 在短期內迅速繁殖成為優勢菌群。對摻雜食品廢水的工業污水中的高TN、NH3-N、COD均有較好的去除作用。

2)面對排放無規律、成分復雜的工業廢水，投加菌劑9 d后，二沉池出水TN質量濃度為0.4～5.2 mg/L，TN去除率是93.48%；加菌前，背景值二沉池出水TN去除率55.10%，在原有基礎上提高近70%。進水隱藏的TN偶然變化是難以控制的，實驗后可以達到穩定的TN出水水質，即達到一級A標準。實驗結果充分說明，復配菌劑已經開始發揮明顯功效，因而生化池中的活性污泥抗沖擊負荷能力顯著提升。

3)于生化池投加菌劑第10天起，NH3-N含量逐日降低；第15天時，NH3-N基本穩定，呈小范圍波動。加菌后NH3-N去除有了很明顯改善，在原有基礎上提高60%以上，且停止加菌后的 2個月基本維持在這個水平，說明菌劑可有效脫氮。

4)于生化池投加菌劑第5天起，COD逐日降低。15 d后，系統內污泥COD含量雖略有波動，但后期基本穩定在35 mg/L左右。加菌后二沉池出水COD去除率是91.40%，對比加菌前有極其穩定的COD出水水質， 這是由于菌劑能分泌出大量的胞外水解酶，促進污水中的大分子有機物分解成小分子物質，再被其他微生物進一步分解利用。

5)復配菌劑生長成熟并和曝氣池內土著微生物形成共生菌群后，停止加菌2個月，并在此期間控制回流污泥，從而將生化池中污泥濃度持續降低(從9 000 mg/L降低到6 000 mg/L左右)。復合菌劑在高效脫氮、脫碳情況下，能夠減少溶解氧的消耗，降低污泥濃度，解決了污水廠廢水處理中能耗過大的問題。