CN112174337A - 餐厨垃圾发酵液在污水处理中的应用 - Google Patents

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Abstract

本发明属于污水处理技术领域，具体涉及一种由餐厨垃圾经复合菌剂水解而得的餐厨垃圾发酵液在污水处理中的应用，所述复合菌剂包括解淀粉芽孢杆菌BS‑P21、枯草芽孢杆菌BS‑S7、解淀粉芽孢杆菌MI‑C4和嗜麦芽寡养单胞菌MI‑A13；其中，解淀粉芽孢杆菌BS‑P21保藏编号CGMCC No.20541；枯草芽孢杆菌BS‑S7保藏编号CGMCC No.20543；解淀粉芽孢杆菌MI‑C4保藏编号CGMCC No.20542；嗜麦芽寡养单胞菌MI‑A13保藏编号CGMCC No.20545。本发明能够有效处理污水，对污水中氮、磷和化学需氧量COD的处理效果显著。

Description

餐厨垃圾发酵液在污水处理中的应用
技术领域
本发明属于污水处理技术领域，具体涉及一种餐厨垃圾发酵液在污水处理中的应用。
背景技术
氮污染物是废水中主要的组分之一，未经处理直接排放到天然水体中会造成严重的生态问题和人类健康危害(“废水处理脱氮自调节模式”，潘建新，华南理工大学博士学位论文， 2018年，摘要第1段第1-2行，公开日2018年12月31日)。
生物反硝化是处理亚硝酸盐和硝酸盐污染污水的有效方法，但要实现完全反硝化，需要满足以下条件：进水碳氮比(C/N)≥13，进水化学需氧量/氮比(COD/N)≥15，然而废水的C/N 比通常达不到以上要求，因此，氮的去除效果易受到有机碳的限制。
在污水处理厂生物脱氮过程中，往往需要向污水中加入充足的有机碳源，才能达到完全脱氮的目的。目前，许多商业污水处理厂普遍采用乙醇、乙酸盐、甲醇等来提高脱氮效率。由于甲醇成本低廉，一直以来是最常被使用的外部碳源，然而，其易导致甲醇反硝化系统启动缓慢。乙醇和乙酸盐虽然能够立即改善反硝化反应，但成本相对较高。
近年来，人们已经研发出许多可用于反硝化的其他碳源，如粗糖浆，冰淇淋生产或甜菜糖加工产生的工业废水及麦草和植物修剪等固体碳源。然而，采用这些碳源进行污水处理，预处理工艺复杂且耗时较长，且大多处于实验室水平，无法实现产业化。
在餐厨垃圾生物转化过程中，复杂有机物在微生物的作用下转化为有机单体后，可发酵生成各类小分子物质，如乙酸、丙酸、丁酸等挥发性脂肪酸。研究表明，挥发性脂肪酸作为污水处理过程中反硝化菌的碳源，能够显著提高脱氮效率，增加微生物多样性。据报道，污水处理厂仅通过污泥发酵所产生的挥发性脂肪酸，即可实现高达65％的废水处理所需能源自给，而餐厨垃圾中的蛋白质、碳水化合物和脂肪类等物质较剩余污泥而言具有更好的生物降解性，有利于各种微生物快速繁殖。因此，利用餐厨垃圾发酵液处理污水具有一定可行性。
如公开号为CN103833133A的专利文献公开了一种基于餐厨垃圾水解酸化液处理生活污水的方法，包括以下步骤：第一步，将餐厨垃圾在35℃、pH为6、含固率为100g/L的条件下加入厌氧产甲烷污泥进行水解发酵，餐厨垃圾与厌氧产甲烷污泥的体积比为15:4，发酵过后的餐厨垃圾经过离心分离装置得到富含乙酸、丙酸、丁酸、戊酸和乙醇的挥发性脂肪酸的水解酸化液；第二步，在序批式SBR反应器中加入反硝化污泥，维持污泥浓度为2000mg/L，并加入反应器体积一半量的生活污水，此时反应器污水中的总氮浓度低于36mg/L，连续曝气16小时；第三步，停止曝气后，水体中氨氮转化为硝酸氮，测量水体中硝酸氮浓度，并在水中加入餐厨垃圾水解酸化液作碳源，调节COD/NO3-N比至6，反应开始时将pH调至 7-8，温度为25℃；第四步，进行反硝化反应，经过6小时后，反应器出水硝酸氮低于0.2mg/L、亚硝氮低于0.05mg/L、氨氮低于3.0mg/L、COD低于50mg/L，符合排放要求利用餐厨垃圾水解酸化液进行污水处理。采用该方案处理污水，能够有效去除生活污水中的氨氮、总氮与 COD，反应经过6小时后可达到1级A的出水标准。但其前期步骤繁琐，需要对污水提前曝气16h，且需在运行过程中调节COD/NO3-N及pH，在实际污水处理厂运行时增加了运行成本和工艺复杂性。
发明内容
有鉴于此，本发明的目的在于提供一种由餐厨垃圾经复合菌剂水解而得的餐厨垃圾发酵液在污水处理中的更为简便的应用方法。
为实现上述目的，本发明的技术方案为：
由餐厨垃圾经复合菌剂水解而得的餐厨垃圾发酵液在污水处理中的应用，所述复合菌剂包括解淀粉芽孢杆菌BS-P21、枯草芽孢杆菌BS-S7、解淀粉芽孢杆菌MI-C4和嗜麦芽寡养单胞菌MI-A13；其中，解淀粉芽孢杆菌BS-P21保藏编号CGMCC No.20541；枯草芽孢杆菌BS-S7保藏编号CGMCC No.20543；解淀粉芽孢杆菌MI-C4保藏编号CGMCC No. 20542；嗜麦芽寡养单胞菌MI-A13保藏编号CGMCC No.20545。
其中，解淀粉芽孢杆菌(Bacillus amyloliquefaciens)BS-P21已于2020年08月24日在中国普通微生物菌种保藏管理中心(CGMCC)保藏，地址：北京市朝阳区北辰西路1号院3号，中国科学院微生物研究所，保藏编号CGMCC No.20541。
枯草芽孢杆菌(Bacillus subtilis)BS-S7已于2020年08月24日在中国普通微生物菌种保藏管理中心(CGMCC)保藏，地址：北京市朝阳区北辰西路1号院3号，中国科学院微生物研究所，保藏编号CGMCC No.20543。
解淀粉芽孢杆菌(Bacillus amyloliquefaciens)MI-C4已于2020年08月24日在中国普通微生物菌种保藏管理中心(CGMCC)保藏，地址：北京市朝阳区北辰西路1号院3号，中国科学院微生物研究所，保藏编号CGMCC No.20542。
嗜麦芽寡养单胞菌(Stenotrophomonas maltophilia)MI-A13已于2020年08月24日在中国普通微生物菌种保藏管理中心(CGMCC)保藏，地址：北京市朝阳区北辰西路1号院3号，中国科学院微生物研究所，保藏编号CGMCC No.20545。
进一步，所述餐厨垃圾发酵液的用量为污水体积的0.01％-2％。
进一步，所述复合菌剂的用量为餐厨垃圾质量的0.1％-10％。
进一步，解淀粉芽孢杆菌BS-P21、枯草芽孢杆菌BS-S7、解淀粉芽孢杆菌MI-C4和嗜麦芽寡养单胞菌MI-A13的OD600比为1-10:1-10:1-10:1-10。
进一步，所述水解是指于15-35℃、20-180r/min条件下水解。
本发明的目的之二在于保护污水处理方法，其特征在于，包括以下步骤：
将解淀粉芽孢杆菌BS-P21、枯草芽孢杆菌BS-S7、解淀粉芽孢杆菌MI-C4和嗜麦芽寡养单胞菌MI-A13混合后接种于餐厨垃圾，随后进行水解得到餐厨垃圾发酵液；
随后向污水与污泥混合物中加入餐厨垃圾发酵液进行处理。
进一步，所述处理是指与曝气条件下进行处理。
本发明的目的还在于保护由餐厨垃圾经复合菌剂水解而得的餐厨垃圾发酵液在污泥处理中的应用，所述复合菌剂包括解淀粉芽孢杆菌BS-P21、枯草芽孢杆菌BS-S7、解淀粉芽孢杆菌MI-C4和嗜麦芽寡养单胞菌MI-A13；其中，解淀粉芽孢杆菌BS-P21保藏编号CGMCC No.20541；枯草芽孢杆菌BS-S7保藏编号CGMCC No.20543；解淀粉芽孢杆菌MI-C4保藏编号CGMCC No.20542；嗜麦芽寡养单胞菌MI-A13保藏编号CGMCC No.20545。
本发明的有益效果在于：
本发明能够替代葡萄糖有效处理污水，对污水中氮、磷和化学需氧量COD的处理效果显著。
本发明能够实现餐厨垃圾的资源化利用。
本发明能够降解污泥中的有机物，实现污泥减量。
本发明的适用范围广，不受餐厨垃圾来源的限制。
本发明的方法便捷，全程无需调节C/N、pH，系统自我稳定后可持续作用，成本低廉，能够实现产业化应用。
具体实施方式
所举实施例是为了更好地对本发明的内容进行说明，但并不是本发明的内容仅限于所举实施例。所以熟悉本领域的技术人员根据上述发明内容对实施方案进行非本质的改进和调整，仍属于本发明的保护范围。
以下氨氮含量按照《水和废水监测分析方法》(第四版增补版)第三篇第三章第十二部分氨氮含量检测之水杨酸-次氯酸盐光度法(A)进行检测；
以下化学需氧量COD按照《HJ/T 399-2007水质化学需氧量的测定快速消解分光光度法》进行检测；
以下总氮含量按照《GB/T 11894-1989水质总氮的测定碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法》进行检测；
以下总磷含量按照《GB/T 11893-1989水质总磷的测定钼酸铵分光光度法》进行检测；
以下污水和污泥分别采集于北碚污水处理厂进水和污泥回收池。
实施例1
餐厨垃圾发酵液制备，具体步骤如下：
A.将解淀粉芽孢杆菌BS-P21、枯草芽孢杆菌BS-S7、解淀粉芽孢杆菌MI-C4和嗜麦芽寡养单胞菌MI-A13分别划线活化于蛋白质培养基(脱脂奶粉50g/L，琼脂18-20g/L，超纯水定容至1L，pH7.1±0.1)、淀粉培养基(可溶性淀粉20g、硫酸铵0.05g、氯化钠5g和琼脂20g，超纯水定容至1000ml，pH 7.1±0.1)、纤维素培养基(羧甲基纤维素钠10g、磷酸二氢钾1.5g、磷酸氢二钠2.5g、硫酸铵0.05g和琼脂20g，超纯水定容至1000ml，pH 7.1±0.1) 和脂肪培养基(Tween-80 10g、胰蛋白胨0.5g、氯化钠10g、氯化钙(七水)0.1g、琼脂18-20g，超纯水定容至1000ml，pH 7.6±0.1)上，于35℃倒置培养24h，形成单菌落；
B.挑取上述已活化好的菌株单菌落分别接种于NB培养基(牛肉膏3g/L、胰蛋白胨10g/L、氯化钠5g/L，超纯水定容至1L，pH7.2±0.1)中进行培养，培养条件为35℃、150r/min、24h；
C.将步骤B中培养所得解淀粉芽孢杆菌BS-P21、枯草芽孢杆菌BS-S7、解淀粉芽孢杆菌MI-C4和嗜麦芽寡养单胞菌MI-A13按照OD600比为1:1:1:1:1混合得到复合菌剂；
D.分别从西南大学竹园食堂(A)、酒店(B)、火锅店(C)、小饭馆(D)收集餐厨垃圾，然后用沸水清洗五次，并进行油水分离；
E.将复合菌剂按照2wt％的接种量(均以解淀粉芽孢杆菌BS-P21、枯草芽孢杆菌BS-S7、解淀粉芽孢杆菌MI-C4和嗜麦芽寡养单胞菌MI-A13的质量总和占培养基的百分比计)分别接种于经步骤D处理的四种餐厨垃圾中，然后在35℃、150r/min的条件下水解20h，分别得到竹园食堂(A)的餐厨垃圾发酵液A、酒店(B)的餐厨垃圾发酵液B、火锅店(C)的餐厨垃圾发酵液C和小饭馆(D)的餐厨垃圾发酵液D，于4-5℃条件下冷藏后在生物反应器中作为碳源。
实施例2
基于餐厨垃圾发酵液处理污水的方法，此方法不进行污水更换，具体步骤如下：
取6个40L塑料桶作为反应器，每个反应器中均投入3000g污泥和30L污水作为基本反应体系；其中四个反应器中分别注入60mL餐厨垃圾发酵液A(实验组1)、餐厨垃圾发酵液B(实验组2)、餐厨垃圾发酵液C(实验组3)和餐厨垃圾发酵液D(实验组4)；剩余2个反应器分别作为对照组1和对照组2，其中对照组1反应器中投入15g葡萄糖，对照组2反应器中则除基本反应体系外不添加任何物质；
使体系在常温、曝气条件下运行30h；
每间隔6h，注入餐厨垃圾发酵液A、餐厨垃圾发酵液B、餐厨垃圾发酵液C和餐厨垃圾发酵液D的反应器中分别补充60mL餐厨垃圾发酵液A、餐厨垃圾发酵液B、餐厨垃圾发酵液C和餐厨垃圾发酵液D，对照组反应器中投入15g葡萄糖，空白对照组则不做任何处理。
检测运行0h、6h、12h、18h、24h和30h后体系中总氮含量、总磷含量、氨氮含量和化学需氧量，结果如表1所示。
表1检测结果
Figure RE-GDA0002779453660000051
Figure RE-GDA0002779453660000061
由表1可知，处理后6h，与对照组1相比，实验组1-4体系中总氮含量减少了 8.34-10.95mg/L、总磷含量减少0.03-0.75mg/L，此时，总氮、总磷、氨氮均达到排放标准，总氮分别为：餐厨垃圾发酵液A 5.24mg/L、餐厨垃圾发酵液B 5.20mg/L、餐厨垃圾发酵液 C9.94mg/L和餐厨垃圾发酵液D 4.51mg/L；总磷分别为：餐厨垃圾发酵液A 0.14mg/L、餐厨垃圾发酵液B 0.41mg/L、餐厨垃圾发酵液C 0.24mg/L和餐厨垃圾发酵液D 0.26mg/L；氨氮分别为：餐厨垃圾发酵液A 0.75mg/L、餐厨垃圾发酵液B 4.70mg/L、餐厨垃圾发酵液 C0.85mg/L和餐厨垃圾发酵液D 0.01mg/L；不换水的情况下，COD于18-30h陆续达到一级B排放标准，COD<60mg/L。实验组1-4的处理效果无显著性差异。由此证明，采集于不同地点的餐厨垃圾得到的发酵液均具有较好的脱氮除磷效果，本发明的适用范围广，不受餐厨垃圾来源的限制，且可以代替葡萄糖成为更廉价，效果更好的外部碳源。
实施例3
本实施例与实施例2大体相同，其区别在于：餐厨垃圾发酵液A、餐厨垃圾发酵液B、餐厨垃圾发酵液C和餐厨垃圾发酵液D的注入量为150mL；
体系运行时间为72h；
每间隔6h，从反应器中排出15L污水，并补充15L未经处理的污水；同时，注入餐厨垃圾发酵液A、餐厨垃圾发酵液B、餐厨垃圾发酵液C和餐厨垃圾发酵液D的反应器中分别补充150mL餐厨垃圾发酵液A、餐厨垃圾发酵液B、餐厨垃圾发酵液C和餐厨垃圾发酵液 D，对照组反应器中投入15g葡萄糖，空白对照组则不做任何处理。
检测运行0h、6h、24h、48h和72h后体系中总氮含量、总磷含量、氨氮含量和化学需氧量，结果如表2所示。
表2检测结果
Figure RE-GDA0002779453660000062
Figure RE-GDA0002779453660000071
由表2可知，运行6h后，实验组1-4及对照组1体系中总氮含量、总磷含量与COD变化显著，，此时，与对照组1相比，运行6h后，实验组1-4体系中总氮含量减了7.90-16.69mg/L、总磷含量减少了0.67-1.60mg/L、COD减少543.11-1174.00mg/L。驯化48h后所有指标均达到排放标准，此过程为驯化过程，此后仍能持续保持优良的脱氮除磷效果，后续每添加一次发酵液，于6h后均能达到一级排放标准。由此证明，本发明对污水中氮、磷和化学需氧量COD的处理效果显著。
实施例4
基于餐厨垃圾发酵液处理污水的方法，此方法进行污水更换，更换方式如实施案例3，具体步骤如下：
取6个40L塑料桶作为反应器，每个反应器中均投入3000g污泥和30L污水作为基本反应体系；其中五个反应器中分别注入不同量的餐厨垃圾发酵液，分别为30mL(实验组1)、60mL(实验组2)、90mL(实验组3)、120mL(实验组4)和150mL(实验组5)；剩余1个反应器作为对照组1，该反应器除基本反应体系外不添加任何物质；
所述餐厨垃圾为西南大学竹园食堂采集，发酵液获取方式与实施案例1相同，使体系在常温、曝气条件下运行72h；
每间隔6h，向各反应器中分别补充30mL、60mL、90mL、120mL和150mL餐厨垃圾发酵液，空白对照组则不做任何处理。
检测运行0h、6h、24h、48h和72h后体系中总氮含量、总磷含量、氨氮含量和化学需氧量，结果如表3所示。
表3检测结果
Figure RE-GDA0002779453660000081
Figure RE-GDA0002779453660000091
由表3可知，不同发酵液添加量的反应器所有指标的变化趋势基本一致，发酵液的添加量不同导致反应器初始条件不同，进而导致反应器进入稳定期的时间不同。换水条件下，添加量为30mL的反应器在6h就达到稳定状态，且达标排放，总氮含量5.05mg/L、总磷含量 0.09mg/L、氨氮含量0.01mg/L和化学需氧量58.68mg/L。另外五个反应器分别在24-48h处于稳定状态。
此外，应当理解，虽然本说明书按照实施方式加以描述，但并非每个实施方式仅包含一个独立的技术方案，说明书的这种叙述方式仅仅是为清楚起见，本领域技术人员应当将说明书作为一个整体，各实施例中的技术方案也可以经适当组合，形成本领域技术人员可以理解的其他实施方式。

Claims (8)

1.由餐厨垃圾经复合菌剂水解而得的餐厨垃圾发酵液在污水处理中的应用，所述复合菌剂包括解淀粉芽孢杆菌BS-P21、枯草芽孢杆菌BS-S7、解淀粉芽孢杆菌MI-C4和嗜麦芽寡养单胞菌MI-A13；其中，解淀粉芽孢杆菌BS-P21保藏编号CGMCC No.20541；枯草芽孢杆菌BS-S7保藏编号CGMCC No.20543；解淀粉芽孢杆菌MI-C4保藏编号CGMCC No.20542；嗜麦芽寡养单胞菌MI-A13保藏编号CGMCC No. 20545。
2.如权利要求1所述的应用，其特征在于，所述餐厨垃圾发酵液的用量为污水体积的0.01％-2％。
3.如权利要求1或2所述的应用，其特征在于，所述复合菌剂的用量为餐厨垃圾质量的0.1％-10％。
4.如权利要求1-3任一项所述的应用，其特征在于，解淀粉芽孢杆菌BS-P21、枯草芽孢杆菌BS-S7、解淀粉芽孢杆菌MI-C4和嗜麦芽寡养单胞菌MI-A13的OD600比为1-10:1-10:1-10:1-10。
5.如权利要求1-4任一项所述的应用，其特征在于，所述水解是指于15-35℃、20-180r/min条件下水解。
6.污水处理方法，其特征在于，包括以下步骤：
将解淀粉芽孢杆菌BS-P21、枯草芽孢杆菌BS-S7、解淀粉芽孢杆菌MI-C4和嗜麦芽寡养单胞菌MI-A13混合后接种于餐厨垃圾，随后进行水解得到餐厨垃圾发酵液；
向污水与活性污泥混合物中加添加入餐厨垃圾发酵液进行处理。
7.如权利要求6所述的污水处理方法，其特征在于，所述处理是指于曝气条件下进行处理。
8.由餐厨垃圾经复合菌剂水解而得的餐厨垃圾发酵液在污泥处理中的应用，所述复合菌剂包括解淀粉芽孢杆菌BS-P21、枯草芽孢杆菌BS-S7、解淀粉芽孢杆菌MI-C4和嗜麦芽寡养单胞菌MI-A13；其中，解淀粉芽孢杆菌BS-P21保藏编号CGMCC No.20541；枯草芽孢杆菌BS-S7保藏编号CGMCC No.20543；解淀粉芽孢杆菌MI-C4保藏编号CGMCC No.20542；嗜麦芽寡养单胞菌MI-A13保藏编号CGMCC No. 20545。
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