近年来，随着我国工业化、城镇化进程不断推进，环保部制定了节能减排目标，同时将城镇污水处理厂的污染物排放指标提高，即出水排入国家和省确定的重点流域及湖泊、水库等封闭、半封闭水域时，要达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB18918—2002)中规定的一级A标准[1](以下简称“一级A标准”)。污水处理厂出水总氮(TN)等指标的控制越来越严格，许多水厂面临稳定达标和降低能耗双项任务。夹杂工业、城镇废水的园区污水处理厂的污染物处理问题是污染物排放一级A标准达标的重点和难点。园区废水中的工业废水(占比可从30%～90%)往往含有许多难以生物降解的污染物[2]，含有大量食品废水的污水具有有机物、TN、脂肪及悬浮物含量高等特点[3]。我国地方城镇污水处理厂大多含有屠宰、肉类加工、食品发酵等废水，寻求更加经济高效的污水处理新方法势在必行。

目前，我国对城镇污水处理主体工艺的改造一般有4种方式：一是对原有的活性污泥工艺进行调整，二是生物强化技术，三是增加化学处理过程，四是增加深度处理。生物强化技术是一种通过向废水处理系统中投加从自然界中筛选的高效功能菌株，达到对某一种或某一类有害物质的去除或某方面性能改进目的的环境生物新技术[4]。该技术的应用方式主要分为直接投加功能菌株和投加固定化微生物两种，具有微生物菌剂生长繁殖快、分解效率高、作用针对性强、工程造价低、能耗低等优点。目前利用微生物直投法对污水厂菌群改造的研究少见报道，大多数研究者仅限于小型试验，缺少将生物强化技术应用到现场工程的研究实例。本实验采用实验室筛选得到的高效产蛋白酶、淀粉酶菌株及异养硝化- 好氧反硝化菌株，制备成复合微生物菌剂，对苏州市某工业园区污水处理厂活性污泥(含有大量食品和印染工业废水)进行菌群改造，增加有效菌群数量，改善其出水TN、氨氮(NH3-N)、COD以及活性污泥性能，提高系统活性污泥耐冲击负荷。希望在节约能源的同时，二沉池出水水质稳定达到一级A标准。

1 材料与方法

1.1 菌株来源及性能

采用本实验室脱氮、脱碳菌库中筛选出的8株菌，通过模拟含食品废水的工业园区污水进行定向驯化，复配制得复合微生物菌剂。复合菌剂的脱氮、脱碳、除磷及产酶活性已在定向驯化过程中测得，实验结果见表1。8株菌均为兼性菌，单株菌可将NH3-N直接转化为氮气，脱氮途径简捷、速度快，可实现同步生化/硝化/反硝化过程[5-10]。7株菌可高效产蛋白酶、淀粉酶，将大分子有机物水解成小分子物质。所测结果中蛋白酶活性定义为：在一定温度和pH值条件下，每分钟催化酪蛋白，水解生成1 μg酪氨酸的酶量，为一个酶活力单位；淀粉酶活性定义为：在40 ℃，一定pH值条件下，5 min内水解1 mg淀粉的酶量，为一个酶活力单位，均以U/mL表示。L1- 1、L2- 3、WXZ- 17(见表1中菌株命名上带*者)为反硝化聚磷菌[11]，其除磷原理为，以硝基氮或亚硝基氮为电子接受体的聚磷菌(常规聚磷菌是以氧气为电子接受体)，可实现在有氧条件下既脱氮又除磷。

表1 异养硝化- 好氧反硝化菌株脱氮、脱碳、除磷性能及酶活性

Tab.1 Denitrification, decarbonization, dephosphorization and enzyme activity of heterotrophic nitrification-aerobic denitrification strains

序号菌株命名鉴别菌属NH3-N去除率/%TN去除率/%CODCr去除率/%TP去除率/%苯胺去除率/%酶活性/(U·mL-1)蛋白酶淀粉酶1WXZ-2戴尔福特菌(Delftia sp.)93.9094.1688.33√39.51136.462WYLW1-6蜡状芽孢杆菌(Bacillus cereus)95.2194.9592.23√37.54139.513WYLW1-10蜡状芽孢杆菌(Bacillus cereus)76.5964.2989.14√138.76431.444WYLW2-4芽孢杆菌(Bacillus sp.)96.4496.3794.0387.3637.0249.045WXZ-17∗丛毛单胞菌(Comamonas sp.)93.5994.0774.0356.85√34.05136.476L2-3∗巨大芽孢杆菌(Bacillus megaterium)98.8398.1689.8256.7498.0736.90115.757L1-1∗芽孢杆菌(Bacillus sp.)99.8799.0477.3258.21√8WPF-5解淀粉芽孢杆菌(Bacillus amyloliquefaciens)√225.78856.90

“√”表示对苯胺有一定的降解性能；“*”表示反硝化聚磷菌。

1.2 实验方法

1.2.1 微生物菌剂的活化

严格配制培养基。将所配得培养基经121 ℃高温灭菌20 min，取出冷却后，在无菌操作室内从斜管中挑一环接种，再经30 ℃、160 r/min恒温摇床培养24 h。培养所得菌液经3倍离心复配后，获得目标菌液。菌液质量浓度为1.225 g/L。

活化培养基(g/L)：葡萄糖1，乙酸钠0.5，酵母膏0.25，CaCl2 0.075，MgSO4·7H2O 0.2，(NH4)2Fe(SO4)2·6H2O 0.04，NH4Cl 0.062 5，NaNO3 0.062 5，蛋白胨0.062 5， KH2PO4 0.002 1，K2HPO4 0.002 8。

1.2.2 复合微生物菌剂的现场扩培

1)现场扩培。将活化所得菌剂20 L装入塑料桶内带至现场。为短时间内获得大量菌剂，不考虑严格灭菌条件，通过4个不同体积的扩培罐逐级进行培养，直至复合菌剂体积容量达到30 m3。

培养基：扩培罐A、B、C、D所采用的培养基配制方法同活化培养基。30 m3扩培池所采用的培养基配制方法为葡萄糖4 kg/m3(COD约为4 000 mg/L)，尿素0.5 kg/m3(TN约为100 mg/L)，磷肥60 g/m3(TP约为4 mg/L)。

图1 现场扩培实验装置
Fig.1 Field expansion experiment device

2)实验装置。复合微生物菌剂现场扩培实验装置见图1。扩培罐由圆柱形有机玻璃柱加工而成。在反应器壁的垂直方向设置排取样口，用以取样和排菌；以黏砂块作为微孔曝气器，采用鼓风曝气；距反应器底部一定高度设有排菌口；曝气管由穿孔胶管连接而成，压缩空气经转子流量计控制流量后，再经曝气管释放到反应器。进水直接由反应器顶部加入。

本实验有5种规格的扩培罐：扩培罐A直径24 cm，高46 cm，有效容积为18 L；扩培罐B直径40 cm，高80 cm，有效容积为100 L；扩培罐C直径79 cm，高80 cm，有效容积为390 L；扩培罐D直径110 cm，高107 cm，有效容积为1 000 L。30 m3扩培池长3米，宽2米，深5米，有效容积为30 m3。

1.2.3 复合微生物菌剂的投放

将复合微生物菌剂从A/O池的进口端通过管道注入。投放时间为每日8:00，投放菌剂占全部污泥的体积比约为1∶10。自2017年4月25日起投放，7月16日停止加菌，继续运行两个月，共计147 d。由于外源微生物投加到新鲜污泥中会与污泥中原有的微生物种群形成一种选择性和竞争性的生长繁殖，菌剂的生长需要一定的适应期，只有外源菌通过自身繁殖增加有效菌群含量，才能实现脱氮、脱碳、除磷，故将实验期间数据分为4个阶段，后续以二沉池数据进行分析。

1)加菌前：4月20日— 4月24日，共计5 d。

2)菌群适应期：4月25日—5月7日，共计13 d。

3)菌群稳定期：5月8日—7月16日，共计70 d。

4)停止加菌：7月17日— 9月18日，共计64 d。

其中2)、3)、4)作为实验运行期。

1.2.4 取样方式

1)扩培罐A、B、C、D菌液取样方法：用锥形瓶从处于曝气状态下的扩培罐中移取适量体积且充分搅拌均匀后的菌液。

2)30 m3扩培池菌液取样方法：用重物将带绳子的小桶垂入扩培池，从处于曝气状态下的扩培池中移取适量体积且搅拌均匀后的菌液，倒入锥形瓶。

3)调节池、生化池及二沉池取样方法：用重物将带绳子的小桶垂入池中，每日早8点从处于曝气状态下的池中移取适量体积且充分搅拌均匀后的污泥，倒入锥形瓶。

1.3 分析项目及检测方法

CODCr测定采用重铬酸钾法测定，NH3-N测定采用水杨酸法，TN测定采用过硫酸盐氧化法，均使用美国哈希水质测定仪测定；pH值、DO采用WTW便携式测定仪测定；菌体量采用光密度法，测量含菌培养液在600 nm波长处的吸光值。

2 结果与分析

2.1 复合微生物菌剂对生化池TN去除效果的影响

图2为微生物菌剂添加前后进出水TN去除情况。由于进水夹杂高氮食品工业废水，排放无规律，导致TN频繁波动。加菌前，调节池进水TN质量浓度为10～74 mg/L，二沉池出水TN质量浓度为7～25 mg/L，说明TN的偶有升高现象直接抑制或影响生化池微生物的代谢作用，导致出水TN超标。投加菌剂9 d后，调节池进水TN质量浓度为9～78 mg/L，二沉池出水TN质量浓度降至0.4～5.2 mg/L。菌群稳定期二沉池出水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去除有了很明显改善，在原有基础上提高近70%，接下来的2个月基本维持在这个水平，说明菌剂对污泥的适应性强，活性好；进入菌群稳定期后，TN基本稳定，呈小范围波动，原因是系统内有效菌群含量增加，对含氮化合物降解能力加强；菌群稳定期后期，TN浓度渐趋平缓，表明所构建的菌群稳定有效，脱氮效果好。进水隐藏的TN偶然变化是难以控制的，实验后可以达到稳定的TN出水水质，均达到一级A标准。实验结果充分说明，复配菌剂对TN去除已经开始发挥明显功效，因而生化池中的活性污泥抗冲击负荷能力显著提升。

图2 实验期间TN去除情况
Fig.2 TN removal during experiment

2.2 复合微生物菌剂对生化池NH3-N去除效果的影响

二沉池NH3-N去除情况如图3。自2017年4月25日开始投加微生物菌剂，第10天表现出脱氮效果，NH3-N达到一级A排放标准，充分说明实验启动很成功。菌群稳定期二沉池出水NH3-N去除率是83.15%，对比加菌前背景值，二沉池出水NH3-N去除率是50.6%；加菌后NH3-N去除效果有了很明显改善，在原有基础上提高60%以上，接下来的 2个月基本维持在这个水平。

图3 实验期间二沉池NH3-N质量浓度变化情况
Fig.3 Changes in concentration of NH3-N in secondary settling tank during experiment

图4 实验期间二沉池COD变化情况
Fig.4 Changes of COD in secondary settling tank during experiment

2.3 复合微生物菌剂对生化池COD的影响

二沉池COD变化情况如图4。自投加微生物菌剂第5天起，COD逐天降低，可能由于菌剂能分泌出大量胞外水解酶，促进污水中大分子有机物分解成小分子物质，再被其他微生物进一步分解利用。菌群适应期，系统内污泥COD虽略有波动，但后期基本稳定在35 mg/L左右，实验期间COD变化范围为27～48 mg/L，平均值为34.82 mg/L。菌群稳定期二沉池出水COD去除率91.40%；加菌前背景值二沉池出水COD去除率85.32%，加菌后有极其稳定的COD出水水质。实验结果充分说明，利用菌剂进行脱碳过程中，不但不会对水质造成影响，反而能够提高系统对COD的去除率，该结果与已有研究一致[12-13]。

2.4 复合微生物菌剂对生化池污泥浓度的影响

实验前为了保证出水水质达标，不得不加大回流污泥量，生化池中的污泥浓度(MLSS)基本维持在8 000 mg/L左右，甚至有时达到10 000 mg/L。随之而来的问题就是需要更大的曝气量，而实验开始前生化池风机的充氧能力已经达到最高限。生物强化实验的另一重要目的就是提高活性污泥的降解性能，在保证出水水质提高的前提下，减少污泥浓度，起到节能作用。由于实验数据过多，故选取生化池东线每10天污泥浓度数据为一组，计算均值，并绘制污泥浓度变化折线图，见图5。

图5 实验期间生化池污泥浓度变化趋势
Fig.5 Trend of sludge concentration in biochemical pool during experiment

从图5可以看出，污泥总的变化趋势从初期8 000～10 000 mg/L，到加菌结束后稳定在5 500～7 000 mg/L。4月20日— 6月1日期间，数据的升高可能是由于实验初期，刚加入系统的菌剂与系统内的土著微生物存在竞争关系，菌群结构不稳定，再加上进水浓度较高，系统内的微生物处理能力有限，导致菌株对有机物降解不彻底，进而系统中的微生物以底泥的形式存留下来，表现为污泥浓度升高。在复配菌剂生长成熟和反应池内土著微生物形成菌群后(约6月1日前后)，出水TN、NH3-N、COD稳定达标，污泥浓度基本上呈现缓慢、持续式下降，回流污泥量回归正常水平，直至9月初污泥浓度保持在6 000 mg/L左右，有效降低了氧的消耗。产生此现象的原因，一方面是由于添加外源菌使系统内的菌群结构更加稳定，生物强化作用增加，土著微生物对污染物的利用更加充分，加快了对死泥的分解利用；另一方面菌剂的添加使系统内活性污泥活性更好，生命周期延长，死泥的产生量较少。复配菌剂使系统中活性污泥的抗负荷能力增强，进而出水水质变好。新形成的菌群同时还具有显著提高进水对系统的抗冲击负荷能力，提高出水水质的作用。投加的微生物菌剂成为优势菌种，在高效脱氮、脱碳情况下减少溶解氧的消耗，故可适当降低回流量，进而降低污泥浓度。生化池中不再需要更多的曝气量拟合系统，解决了能耗过大的问题。

3 结 论

1)复合菌剂注入生化池后, 菌种在生化池中能够很好地存活, 在短期内迅速繁殖成为优势菌群。对掺杂食品废水的工业污水中的高TN、NH3-N、COD均有较好的去除作用。

2)面对排放无规律、成分复杂的工业废水，投加菌剂9 d后，二沉池出水TN质量浓度为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%，在原有基础上提高近70%。进水隐藏的TN偶然变化是难以控制的，实验后可以达到稳定的TN出水水质，即达到一级A标准。实验结果充分说明，复配菌剂已经开始发挥明显功效，因而生化池中的活性污泥抗冲击负荷能力显著提升。

3)于生化池投加菌剂第10天起，NH3-N含量逐日降低；第15天时，NH3-N基本稳定，呈小范围波动。加菌后NH3-N去除有了很明显改善，在原有基础上提高60%以上，且停止加菌后的 2个月基本维持在这个水平，说明菌剂可有效脱氮。

4)于生化池投加菌剂第5天起，COD逐日降低。15 d后，系统内污泥COD含量虽略有波动，但后期基本稳定在35 mg/L左右。加菌后二沉池出水COD去除率是91.40%，对比加菌前有极其稳定的COD出水水质， 这是由于菌剂能分泌出大量的胞外水解酶，促进污水中的大分子有机物分解成小分子物质，再被其他微生物进一步分解利用。

5)复配菌剂生长成熟并和曝气池内土著微生物形成共生菌群后，停止加菌2个月，并在此期间控制回流污泥，从而将生化池中污泥浓度持续降低(从9 000 mg/L降低到6 000 mg/L左右)。复合菌剂在高效脱氮、脱碳情况下，能够减少溶解氧的消耗，降低污泥浓度，解决了污水厂废水处理中能耗过大的问题。

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Study on Modification of Microbial Flora in Sewage Containing Food Wastewater by Using Bioaugmentation Technology

WANG Danyang1, WANG Ping1,*, FANG Guiyin1, XU Wen1, QIAN Renqing2

(1.College of Food Science and Technology, Beijing Technology and Business University, Beijing 100048, China;2.Green Environment Group, Zhangjiagang 215600, China)

Abstract： In order to make sure the water quality can reach the first-class A standard stipulated in the Pollutant Discharge Standard of Urban Sewage Treatment Plant, the bioaugmentation technology was adopted to improve the performance activated sludge. Compound microbial agents with high efficiency in degrading protein, fat and aniline (consist of heterotrophic nitrifying-aerobic denitrifying strains and denitrifying phosphorous accumulating bacteria) was used to reduce total nitrogen (TN), ammonia nitrogen (NH3-N) and COD of swage containing food wastewater. The experimental results showed that the effluent water quality had been significantly improved after adding the compound bacteria in the aeration tank. The TN removal rate of the secondary settling tank reached 93.48%, which was increased by nearly 70% on the original basis; the ammonia nitrogen removal rate was 83.15%, increased 60% more than the original basis; COD removal rate reached 91.40%. After the compounding agent matures and forms a commensal flora with the indigenous microorganisms in the aeration tank, the bacteria were stopped to add for 2 months, and during this period, the sludge was controlled to continuously reduce the sludge concentration in the biochemical pool (from 9 000 mg/L to 6 000 mg/L). The final system TN, NH3-N, COD removal efficiency can be maintained at the above level, greatly reducing the energy consumption of the original system.

Keywords： food industry wastewater; bioaugmentation; complex microbial agents; field test; denitrification; decarbonization

中图分类号： TS208; X703.1

文献标志码：A

doi:10.3969/j.issn.2095-6002.2019.04.013

文章编号：2095-6002(2019)04-0089-06

引用格式：王丹阳，汪苹，方贵银，等.应用生物强化技术对含食品废水的污水中菌群的改造研究[J]. 食品科学技术学报，2019,37(4):89-94.

WANG Danyang, WANG Ping, FANG Guiyin, et al. Study on modification of microbial flora in sewage containing food wastewater by using bioaugmentation technology[J]. Journal of Food Science and Technology, 2019,37(4):89-94.

收稿日期： 2018-11-21

基金项目： 国家“十二五”科技支撑计划项目(2014BAC28B01)。

第一作者： 王丹阳，女，硕士研究生，研究方向为水污染控制。

*通信作者： 汪 苹，女，教授，主要从事水污染控制方面的研究。

(责任编辑：叶红波)