微生物菌剂的构建及其在城市污水处理中的应用

2013-08-08张兰河郭静波唐同同王立刚

化工进展 2013年8期

张兰河，田宇，郭静波，赵可，唐同同，王立刚，马放

（1 东北电力大学化学工程学院，吉林吉林 132012；2 东北电力大学建筑工程学院，吉林吉林 132012；3 哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室，黑龙江哈尔滨 150090）

生物强化技术[1]（bioaugmentation）通过向废水处理系统中投加具有特殊功能的优势菌种或采用基因重组技术产生的高效菌种，使其与自然菌群协同作用，可提高系统对污染物和有害物质的去除能力，优化系统的性能，近年来得到了广泛的研究与应用。Britt等[2]研究发现，生物强化技术的实施使系统对生活污水中有机物的去除效率提高了36%。Wang等[3]采用高效混合菌群处理造纸废水时发现，经过生物强化的SBR 系统比未经生物强化的系统所能承受的有机负荷高出30%。张文艺等[4]利用曝气生物滤池生物强化技术考察重污染河水中的COD、NH4+-N等指标的情况，结果发现其去除率均达到85%以上，出水浊度大大降低，出水水质达到了地表水环境质量标准。肖学梅等[5]采用生物强化技术对石油化工业碱渣废水中主要污染物（如COD、挥发酚等）的去除率都高于98%，大幅度提高了有机物的处理负荷，且无二次污染。由此可见，通过投加优势菌种的生物强化技术可实现污染物的高效降解、提高有机负荷、缩短污泥驯化时间。生物强化技术结合其它生物治理技术已成为发展废水生物治理技术的一种有效途径[6]。

为了进一步提高污水处理的效果，本研究通过对吉林市污水厂活性污泥中的微生物进行了富集、分离和纯化，筛选分离功能菌株，构建微生物菌剂。在此基础上，考察了投加微生物菌剂的SBR 反应器处理实际城市污水的效能，并对SBR 中微生物的代谢活性和功能多样性进行了分析。

1 实验材料和方法

1.1 功能菌株的筛选与构建

分别利用葡萄糖、可溶性淀粉、乙酸钠、食用油、甘氨酸和牛血清白蛋白作为微生物的唯一碳源和能源，筛选分离功能菌，构建微生物菌剂。富集、分离功能菌株的基础液体培养基成分为：KH2PO4，1 g/L；MgSO4，1 g/L；NaCl，1 g/L；(NH4)2SO4，2 g/L；微量元素液，1 mL。在液体培养基中添加15～20 g 琼脂即制成基础固体培养基。其中，单一碳源的投加量分别为：葡萄糖，10 g/L；可溶性淀粉，10 g/L；乙酸钠，10 g/L；食用油，10 mL；牛血清白蛋白，2 g/L；甘氨酸，10 g/L。微量元素液的成分为：FeSO4·7H2O，0.3 g/L；CuSO4·5H2O，0.038 g/L；MnSO4·H2O，0.169 g/L；ZnSO4·7H2O，0.115 g/L，H3BO3，0.116 g/L，CoCl2·6H2O，0.024 g/L；NaMo4·2H2O，0.017 g/L。所有培养基均采用高压蒸汽灭菌，其中含有葡萄糖的培养基灭菌条件为115℃、15 min，其它培养基灭菌条件均为121℃、20 min。

功能菌的培养条件：培养基pH值为7.0，培养温度为28℃，摇床转速为140 r/min。利用COD去除率和微生物生长量作为指标筛选能够高效降解有机底物的功能菌株，将筛选得到的功能菌群进行复配，构建高效微生物菌剂。

1.2 主要分析项目和检测方法

水质指标的测定均参照《水和废水监测分析方法》[7]中标准方法测定。COD 采用重铬酸钾法；TOC采用燃烧氧化-非色散红外吸收法；TN 采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法；NH4+-N 采用纳氏试剂分光光度法；MLSS、MLVSS 采用滤纸重量法；DO采用德国WTW 公司生产Oxi3310 型测定仪测定；pH值采用梅特勒-托利多公司生产的实验室FE20pH 计测定。

好氧呼吸速率（oxygen uptake rate，OUR）是指单位量的活性污泥在单位时间里所消耗的氧气的量，是鉴定废水可生化性的重要指标；脱氢酶的活性（triphenyltetrazolium chloride-dehydrogenase activity，TTC-DHA）在很大程度上能够反映生物体的活性状态，是考察污泥活性的一项重要指标。二者的测定方法均参照文献[8]。

Biolog 法是一种根据不同类型微生物利用碳源情况不同的原理，反映微生物群落代谢功能的有效方法，能够比较分析微生物群落水平的多样性及群落特征的差异[9]。Biolog 分析方法参见文献[10]。本研究通过考察活性污泥样品对Biolog 公司ECO 板上31 种碳源的利用情况，对比了投加微生物菌剂的活性污泥系统与只投加活性污泥的系统中微生物群落在代谢及功能方面的差异。

1.3 SBR 装置的运行

图1 SBR 实验装置示意图

采用3 套平行运行的SBR 反应器（SBR1、SBR2和SBR3）进行对比研究。SBR 采用透明有机玻璃制成，内径15 cm，有效高度30 cm，有效工作容积2.5 L，实际工作容积0.5 L，利用硼砂曝气头作为微孔曝气器，采用ACO-003 电磁式空气泵曝气，通过气体流量计控制曝气泵的进气流量，搅拌速度140 r/min。pH 电极、DO 电极置于反应器内，实时监测各项指标的变化。采用KG316T时间继电器控制每个运行周期反应时间。为了分析和取样方便，反应器设置3个取样口，底部设有排泥口。SBR 运行周期为8 h，瞬间进水→曝气6 h→静置2 h→瞬间排水，进出水为城市污水，通过换水量的增减调整进水负荷。反应器温度控制在28℃左右，pH值在7.0～7.2 之间，DO 在3～5 mg/L 之间，污泥停留时间为20 天。其中，SBR1 只投加微生物菌剂（投加量0.03 g/L）；SBR2 只投加活性污泥（投加量0.6 g/L）；SBR3 同时投加活性污泥和所构建的微生物菌剂。

2 结果与讨论

2.1 功能菌株的筛选与特性

分别利用葡萄糖、可溶性淀粉、乙酸钠、食用油、甘氨酸和牛血清白蛋白作为微生物的唯一碳源和能源，分离筛选得到23 株功能菌。其中，葡萄糖代谢功能菌5 株，分别记作P1、P2、P3、P4和P5；可溶性淀粉代谢功能菌5 株，分别记作K1、K2、K3、K4和K5；乙酸钠代谢功能菌3 株，分别记作C1、C2和C3；食用油代谢功能菌3 株，分别记作Z1、Z2和Z3；甘氨酸代谢功能菌4 株，分别记作G1、G2、G3和G4；牛血清白蛋白代谢功能菌3株，分别记作N1、N2和N3。

利用COD和菌浊作为主要指标，考察了不同功能菌在单一底物条件下，在SBR 反应器中连续接种培养3 次的底物利用和菌株生长的情况。3 次培养的平均结果如表1所示。由表1 可以看出，葡萄糖代谢功能菌的降解效能优劣顺序为P1＞P3＞P5＞P4＞P2；可溶性淀粉代谢功能菌的降解效能优劣顺序为K2＞K4＞K5＞K3＞K1；乙酸钠代谢功能菌的降解效能的优劣顺序为C3＞C2＞C1；食用油代谢功能菌的降解效能的优劣顺序为Z2＞Z1＞Z3；牛血清白蛋白代谢功能菌的降解效能的优劣顺序为N1＞N3＞N2；甘氨酸代谢功能菌降解效能的优劣顺序为G4＞G1＞G3＞G2。因此，初步确定用于微生物菌剂构建的菌株为P1、P3、K2、K4、C3、C2、Z2、Z1、N1、N3、G4和G1，并在功能菌群的复配中进一步验证其效能及生长情况。

表1 功能菌株的污染物代谢能力及生长情况

表2 优势菌的筛选结果

2.2 同类功能菌群的复配与构建

通过同类功能菌混合正交实验，考察功能菌对不同底物的代谢能力，其主因子顺序及最佳配比如表2所示。正交实验结果表明，每类功能菌群中起关键主导作用的菌株分别为P1、P3、K2、K4、C2、C3、Z1、Z2、G1、G4、N1和N3，与6 类功能菌株的污染物代谢能力研究结果相一致。通过考察不同配比条件下功能菌群对相应底物的降解和生长情况，获得同类功能菌群的最佳质量配比为P3∶P1=1∶1，K4∶K2=1∶1，C2∶C3=1∶1，G1∶G4=1∶1，Z2∶Z1=2∶1，N3∶N1=1∶1。

图2 不同功能菌群配比下微生物菌剂对城市污水的处理效果

利用城市污水作为底物，采用正交实验L25(56)，考察了不同功能菌群组合比例下微生物菌剂对TP、TN、TOC等污染物指标的去除效果，结果如图2所示。由图2 可知，当功能菌群配比为Z∶P∶G∶K∶N∶C=2∶3∶5∶1∶4∶2时，活性污泥对实际污水中TP、TN、TOC的去除率达到最高，分别为93.82%、96.00%和82.57%，且极差分析结果表明各类功能菌群的降解能力大小排序为Z＞P＞G＞K＞N＞C。在TP、TN和TOC 三个指标的处理效果上，食用油代谢菌对其去除率最高，乙酸钠代谢菌对其去除率最低；甘氨酸代谢菌对污水中TOC的去除率相对较低，则在复配中所需投加量增加；可溶性淀粉代谢菌对TOC的去除率较高，则在复配中所需投加量较少。由此可见，由6 类功能菌构建的微生物菌剂对污水中有机污染物具有良好的降解效能，并在极短的适应期后使整个处理系统稳定运行，最后将功能菌群最佳复配比例确定为Z∶P∶G∶K∶N∶C=2∶3∶5∶1∶4∶2。

2.3 微生物菌剂对城市污水中有机物去除效果及脱氮效果的影响

COD 作为衡量水体有机污染物污染程度的重要指标，只能将部分有机物质氧化；TOC 采用燃烧法测定，能将水中有机物全部氧化，因此，采用COD和TOC 作为主要指标，考察微生物菌剂对城市污水中有机污染物的去除效果。

SBR1、SBR2、SBR3的进水容积负荷及出水水质情况如图3所示。从图3 可知，随着反应器的运行，在进水容积负荷从0.57 kgCOD/(m3·d)增加到1.01 kgCOD/(m3·d)的过程中，SBR1的出水中COD浓度波动较大，进水负荷对出水效果影响显著；SBR2的出水中COD 及TOC 浓度相对稳定，但均大于SBR3；SBR3的出水效果最好，耐冲击负荷能力最强，系统运行稳定。其原因可能是：①SBR3中投加的活性污泥本身活性较高，适应城市污水环境能力强，同时为微生物菌剂的生长提供良好的载体，使微生物菌剂在污水中的适应期相对缩短[11]；②微生物菌剂与活性污泥同时投加有利于各菌群协同共生，形成微生物群落结构稳定且多样性较高的生态系统[12]，从而增加了系统对有机物的降解效能。传统的脱氮工艺基于硝化作用和反硝化作用的结合，由有机氨氮化、硝化、反硝化及微生物同化4个过程共同作用完成。本研究考察了SBR1、SBR2、SBR3 出水NH4+-N 与TN 浓度的变化，结果如图4所示。从图4 可以看出，随着反应器的运行，在进水容积负荷从0.57 kgCOD/(m3·d)增加到1.01 kgCOD/(m3·d)的过程中，SBR1、SBR2、SBR3三个系统运行期间出水NH4+-N 及TN 浓度均下降，但是SBR3 出水效果最好，优于SBR1和SBR2。

这可能是由于：①在SBR 反应器中，运行初期微生物胶团外表面含有较高浓度的溶解氧，与异养菌相比，氨化菌和硝化菌在系统中占有优势；随着反应的进行及溶解氧的消耗，反硝化菌逐渐占优势，异养菌经过适应期与系统中微生物群落产生协同作用，因此对污水中有机物及氮的去除效果越来越好[13]；②在SBR2和SBR3 中投加的活性污泥本身活性较高，对污水环境有较强的适应能力，能够与微生物菌剂形成复杂而稳定的生态系统，从而提高脱氮效果；③从构建微生物菌剂的正交实验结果可知，微生物菌剂本身对营养物质有较高的降解利用能力，但单独投加微生物菌剂的系统中缺乏微生物附着场所，所以微生物生长繁殖受到限制，同时，进水负荷的增加使水流剪切力增大，因此SBR1 中微生物流失严重，脱氮效果不佳[14]。

2.4 微生物菌剂强化系统的代谢活性和菌群多样性分析

OUR 通过测定污泥的呼吸速率能够间接表征活性污泥的生理状况和代谢活性，脱氢酶是微生物降解有机污染物和获得能量的必需酶[15]，TTC-DHA直接关系到有机物降解速度及生物处理设施的运行效果[16]。因此，采用OUR和TTC-DHA 表征污泥生物活性的大小。

好氧呼吸速率计算公式如式（1）。

式中，OUR为单位质量污泥在单位时间内利用的氧量，mgO2/(gMLVSS·h)；t1为初始时间；t2为末时间；DO1为t1时刻溶解氧浓度，mgO2/L；DO2为t2时刻溶解氧浓度，mgO2/L；MLVSS为污泥浓度，mg/L。

脱氢酶的活性（TTC-DHA）的计算如式（2）。

式中，X为脱氢酶活性，TFμg/(gMLVSS·h)；A为在已知标准曲线中根据吸光度（OD）值算得的TF 含量；B为实际反应时间，h；C为测OD时试样所稀释的倍数。

SBR 中污泥生物活性的对比实验结果如表3所示。由表3 可知，SBR3 中表征污泥生物活性的OUR和TTC-DHA 数值均高于SBR2。闫怡新等[17]研究了利用低强度超声波强化污水生物处理中超声处理污泥比例的影响，发现在污泥比例为10%的条件下，OUR 提高了12%，OUR 最大值为9.0mgO2/(gMLVSS·h)时，SBR 反应器对有机物的去除率提高了5%。张良等[18]对太原市第二焦化厂曝气池活性污泥中筛选出的优势菌株进行了TTC-DHA 测定，发现经固化后投入活性污泥和优势混合菌的反应器中TTC-DHA的平均值为26.715 TFμg/(gMLVSS·h)，有机物去除效果最好，COD 去除率最大可提高22.6%。本研究与闫怡新、张良等的实验结果相似，SBR3的OUR 及TTC-DHA值预期研究结果相近，实现了对有机污染物的高效去除。SBR3 中微生物生长能力强、代谢活性高、降解有机物的能力强[19]，SBR3 运行效果优于SBR2。

利用Biolog比较分析微生物群落水平的多样性及群落特征的差异，AWCD 可以评判微生物群落的碳源利用能力，指示微生物代谢活性；Shannon 指数可以表征微生物群落丰富度，Simpson 指数评估微生物群落优势度，McIntosh 指数反映微生物群落均匀度[20]。Biolog 分析结果如表4所示，SBR3 中微生物群落的Shannon 指数、Simpson 指数及McIntosh 指数都大于传统未经生物强化的SBR2，且标准差较小。因此，经生物强化的SBR3 中活性污泥的代谢活性优于未经生物强化的SBR2 中的活性污泥[21]，SBR3 中微生物群落比SBR2 有较高的生物群落多样性和碳源利用能力[22]，即SBR3 中能利用有关碳底物的微生物数量较多，且微生物群落反应速度均优于SBR2，有较好的群落物种均一性[23]。

表3 SBR2和SBR3 中污泥生物活性对比实验结果

表4 SBR2和SBR3 中微生物群落功能多样性的变化

3 结论

本研究中构成微生物菌剂的高效菌株均来源于受污染环境，该菌剂的环境安全性较好。通过SBR 运行效果及微生物代谢活性和菌群结构分析，投加生物菌剂的生物强化系统处理能力高且代谢活性强，在提高系统处理效率的同时降低了处理费用。因此，通过微生物菌剂的投加实施生物强化，为城市污水处理提供了新的研究思路。主要结论如下。

（1）通过对筛选到的6 类优势功能菌株的正交实验分析，得出对城市污水有机物降解效率高、环境适应能力强的微生物菌剂的最佳配比为Z∶P∶G∶K∶N∶C=2∶3∶5∶1∶4∶2。

（2）微生物菌剂与活性污泥的结合可实现其效能的有效发挥，生物强化提高了系统对有机物的处理效果、抗冲击负荷能力、微生物生长能力和代谢活性，优化了微生物群落结构。

（3）采用人工复配的方法，从环境中筛选功能菌株，构建微生物菌剂，实施生物强化技术提高城市污水处理厂的综合处理能力在理论及实践上是可行的。

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