有效微生物菌群用于污泥原位减量的研究

聂骥，罗宇，高仁富，吕丹丹，李昌，陈晓新

(东江环保股份有限公司，广东 深圳 518000)

目前，国内外污水处理已开展较深的研究，其中较为普遍的是活性污泥处理法，具有成熟的处理技术、多样化的工艺结构、高效的处理效果等，但污水处理产生的剩余污泥问题亟须解决，如污泥中含有的病原微生物、寄生虫及重金属极易造成二次污染[1]。这些问题一直制约着污水处理厂的稳定运行，而在传统活性污泥处理法中显得尤为突出[2]。近10 a，活性污泥工艺快速发展，我国城市污泥产生量增长近12倍[3-4]。在环保要求日趋严格的形势下，安全有效地实现污泥减量化迫在眉睫，污泥减量技术成为研究热点。污泥原位减量技术是在不改变处理工艺前提下，通过各种手段减少污泥，既能提高污水处理后的水质，又能从源头上减少污泥产生[5]。

污泥原位减量机理研究主要从以下3个方面进行开展：①解偶联技术；②利用生物捕食作用污泥减量；③促进微生物隐性生长[6-11]。国内外也对污泥原位减量技术开展了一些研究。李俊等探讨投加MCMP应用于曝气池中的污泥减量技术，污泥减量达到80%以上[12-14]；蔡勋江等[15-16]考察微生物菌剂与活性污泥的污水处理技术结合处理污水时的污染物污泥减量效果，基本上不产生剩余污泥；赵鑫等[17]投加2%的微生物复合菌剂于序批式活性污泥反应器(SBR)系统后，有效减少污泥产生，污泥原位减量达到20.8%，出水水质较好，同时提高了氨氮和总磷的去除率。

目前，对于有效微生物菌群(EM)用于污水处理厂污泥原位减量方面的研究较少。因此，笔者根据前人研究经验，投入EM于污水处理系统，通过改善活性污泥中的活性，减少污水处理厂剩余污泥的产生，从而实现污泥 “源头控制”。本研究考察该EM在污水处理系统中对污泥原位减量效果以及出水水质的影响。

1 材料与方法

1.1 供试材料

试验设备如图1所示，共设2套设备，中试设备采用钢制合建式，每组设备容积为4.10 m3，日处理水量为5 m3·d-1。设备生化处理采用厌氧-缺氧-好氧(A2O)工艺，其中厌氧、缺氧、好氧阶段、二沉池的水力停留时间分别控制为1.50、4.20、7.96、6.05 h。与滨河污水处理厂A2O工艺水力停留时间基本一致。试验中好氧池的溶解氧(DO)为3～4 mg·L-1，混合液污泥浓度(MLSS)为2 000～3 000 mg·L-1，运行方式为连续运行。第1套设备(装置1)投加EM，投加量为处理水量0.01%，第2套设备(对照装置)不投加EM作对照。

图1 中试设备的情况

试验使用的活性污泥来自深圳市滨河污水厂，污泥浓度在3 000 mg·L-1左右。试验使用的污泥减量菌剂EM取自爱睦乐环保生物技术〔南京〕有限公司。中试设备进水取自滨河污水厂蓝天区A2O工艺曝气沉砂池出水。

1.2 试验过程

向2套设备内接种滨河污水处理厂A2O系统二沉池进泥的活性污泥进行驯化培养，经过一段时间培养后实行正常运行。每天检测进、出水水质、30 min污泥沉降比(SV30)和污泥指标。通过3周的驯化培养，2套设备出水的化学需氧量(COD)降至40 mg·L-1左右，污泥浓度在3 000 mg·L-1左右，污泥指数(SVI)在100左右，表明污泥活性较好，设备已启动成功。从2015年6月4日开始向设备1内投加EM(黄褐色液体，活菌数在1012个·mL-1)，投加量为处理水量的0.01%，其中6月4—6日，2套设备3 d不排泥，以后每天排泥，维持设备中污泥浓度在2 000～3 000 mg·L-1。

1.3 分析方法

每天对实验设备进、出水的瞬时样品进行采样，分析测定COD、水质中悬浮物(SS)、氨氮(NH3-N)、总磷(TP)，对设备好氧池处和排泥处分别取样，测定MLSS和挥发性污泥浓度(MLVSS)，并计算污泥累计平均减量率，分析方法均按照国家标准进行[18]。

污泥累计平均减量率=(H0-H1)/H0；

总产泥量累计平均值=S1+S2+S3。

式中：H0为对照组总产泥量累计平均值；H1为设备组总产泥量累计平均值；S1为出水SS带走泥量累计平均值；S2为排泥量累计平均值；S3为生物池污泥变化量累计平均值，累计平均值为第n天相对第1天污泥量的平均变化量。

2 结果与分析

2.1 投加生物制剂前的进水水质

2015年6月对照组与菌剂组的各项进水水质指标平均值如表1所示。

表1 投加生物制剂前的进水水质

由表1数据分析可知，对照组和菌剂组进水浓度有一定差异，这与进水采用人工取样混合有一定的关系，但误差较小，可忽略不计。

2.2 污泥减量效果

从图2可以看出，由于前3 d对照组和菌剂组均不排泥，减量率数值变化波动很大，可视为无效数据。投加菌剂后的前7 d，污泥减量率呈波动变化，第8天开始污泥减量率趋于稳定，且此后波动均较小。将前8 d视为EM驯化期，第9～24天视为EM作用期，实验连续进行24 d。在EM作用期内，设备1污泥累计平均减量率稳定在20%以上，最高可达25.15%，说明投加EM可对污泥产生一定的减量效果。

图2 处理设备污泥累计平均减量率

由图3可知，试验期间，装置1的MLVSS/MLSS值大部分高于对比装置的MLVSS/MLSS值。MLVSS/MLSS值升高可能是由于污泥无机组分被分解为非常细小的颗粒(<1 μm，小于测出水SS的滤纸孔径)，随出水流出，表明投加EM后，能有效促进微生物生长[14]。

图3 处理设备MLVSS/MLSS

2.3 污水处理效果对比

试验期间各设备的出水SS、COD、NH3-N和TP指标见图4。

图4 不同污水处理设备效果对比

由图4可知，装置1出水SS浓度已达标，而对照组出水SS浓度未达标，2套设备对SS处理效果是弱于滨河污水处理厂的。这主要与实验设备的工艺条件有一定的关系，实验设备二沉池直接出水，使用搅拌代替二沉池刮泥，搅动力度过大，同时后续又无过滤，因此，导致出水SS偏高。相比较而言，装置1出水SS平均浓度为13.75 mg·L-1，而对照装置出水SS平均浓度为25.21 mg·L-1。可见，装置1对SS处理效果优于对照设备。

2套设备出水COD浓度均已达标，且对COD处理效果弱于滨河污水处理厂。相比较而言，装置1出水COD平均浓度为30.76 mg·L-1，而对照装置出水COD平均浓度为40.88 mg·L-1，表明装置1对COD处理效果是优于对照装置。这可能是由于EM含有部分微生物，能分泌各类水解酶，分解系统内大分子有机物，有利于微生物吸收，从而利于有机物的进一步降解。

对照装置出水NH3-N浓度均值为4.37 mg·L-1，装置1出水NH3-N浓度均值为2.28 mg·L-1，2套设备出水NH3-N浓度均已达标，其中装置1对NH3-N处理效果最好，甚至优于滨河污水处理厂。这可能是由于EM可以强化硝化菌等微生物的优势地位，促进对NH3-N的去除。

2套设备出水TP浓度均未达标，对TP处理效果弱于滨河污水处理厂。这是由于污水处理厂除了生物除磷外，还通过化学药剂来提高除磷效果。但此试验设备未投加其他化学药剂。对照装置出水TP浓度均值为0.84 mg·L-1，装置1出水TP浓度均值为0.46 mg·L-1，表明装置1对TP处理效果优于对照装置。

总之，装置1出水的COD、SS、TP和NH3-N均优于对照组，菌剂不会增加出水水质超标的风险，且能提高出水水质。

3 污泥减量机理探讨

试验中投加EM能够实现污泥减量，主要原因可能是EM能强化污泥生态系统的生物活性，其作用机理为以下3个方面：(1)优化微生物群落关系。EM菌是以光合细菌、乳酸菌、酵母菌和放线菌为主复合而成的一种微生物菌制剂，能够快速适应环境，使活性污泥生态系统中有益菌种占据优势，优化微生物群落结构，改善活性污泥性能和代谢水平[12,17]。(2)微生物强化作用。EM菌能提升活性污泥中土著微生物代谢强度，从而分泌较多有机酸、胞外水解酶，将活性污泥中大分子有机物降解为更易被微生物利用的小分子有机物，加快对活性低的细胞水解作用，转化为可溶解的有机物，因此，投加EM不会对出水水质和污水处理效果产生影响[14,19]。(3)延长污泥龄、降低污泥负荷。在活性污泥生态系统中投加EM菌后，能有效减少污泥的产生，减少处理设备排泥量，从而延长了污泥龄，相应地降低了污泥负荷。与此同时，通过对活性低的细胞进行水解，有效提高了活性污泥的活性，强化了生物捕食作用[20-21]，从而实现污泥减量。

4 小结

将EM菌剂投入到A2O系统设备后，有效减少了污泥产生量。在实验设备运行24 d内，相对于对照组，实验组污泥原位减量达到25.15%，不改变污泥性状，能有效提高出水水质，同时还可以提高对污水COD、SS、TP和NH3-N的去除率。

在利用EM进行污泥原位减量时，直接将EM投入到A2O系统的好氧反应段，能够使其与系统内的活性污泥进行结合，另外不需增加特殊的处理单元，无需对原有系统的处理设施和运行方式进行改变，不会产生二次污染，能达到污泥原位减量的目标。