CN114656042B - 一种低浓度沼液的低排放微生物酶解处理方法 - Google Patents

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Abstract

本发明涉及一种低浓度沼液的低排放微生物酶解处理方法，将有机质含量小于5％的沼液经固液分离后输送至酶解池，与采用芽孢杆菌胁迫培养方法获得的含有胞内酶的酶菌混合液混拌均匀，利用增氧装置增氧，进行微生物微氧酶解处理，待沼液颜色由浑浊的青绿色转变为澄清的红棕色，即完成处理，最终进行还田利用。本发明通过使用含有胞内酶的芽孢杆菌培养液作为酶解菌剂，实现将沼液中的水溶性大分子有机质高效降解为水溶性小分子有机质，既解决了沼液直接还田带来的烧苗、土壤板结等难题，又减少了氨氮的转化与排放，保障了沼液中氮素养分的稳定性，实现了无臭、无味、有肥效的还田利用目标，从源头上预防和削减污染的发生，促进再生资源的合理利用。

Description

一种低浓度沼液的低排放微生物酶解处理方法
技术领域
本申请涉及沼液处理领域，具体涉及一种低浓度沼液的低排放微生物酶解处理方法。
背景技术
常规沼气工程，经过充分的厌氧反应后所产出的沼液一般有机质含量低于2％，如果厌氧反应不充分，沼液降解不完全，其对土壤的破坏及环境的污染主要是由水溶性的大分子有机质引起的，水溶性大分子有机质在土壤中大量累积，致使土壤缺氧，农作物烂根；当水溶性大分子有机质涌入水体中，带来水体富营养化，引起水体缺氧，也即化学需氧量(COD)超标，水生植物、浮游生物缺氧死亡，变成死水、臭水。
一些人认为，沼液是有机物经厌氧分解的水溶物，可以直接用作肥料，但沼液多次灌溉，积累成有机污染，致使农田被毁，行业面临大量沼液无处排放的窘境；也有一部分人采用“处理-达标-排放”的环保思维，将沼液中的有机物转化为二氧化碳排放掉，不但污染了大气，也把宝贵的养分资源变成了成本单元。
因此，本研究针对低浓度沼液一般是指经沼气工程后，厌氧反应不充分、沼液降解不完全的有机质含量小于5％的有机废水，开发一种无害化、资源化、低成本、低能耗的沼液微生物酶解处理方法，通过胞内酶菌剂将沼液水溶性大分子有机质高效降解为水溶性小分子有机质，所得沼液酶解液既解决了沼液还田与土地承载力不匹配带来的烧苗、土壤板结等难题，又保障了降解后的沼液中氮素养分的稳定性，减少了氨态氮的转化与排放，保障还田应用后的肥效，基本实现了沼液处理后的无臭、无味、有肥效的目标；从源头上预防和削减污染的发生，减少臭气和温室气体排放，对促进农业可持续发展具有重要意义。
发明内容
本申请的发明目的是：通过将低浓度沼液进行微生物酶解处理，发酵后酶解液达到还田指标要求，检测和储存，使得酶解液实现了低浓度农用沼液循环利用，从源头上预防和削减污染的发生，提高了水溶性小分子有机质的含量，减少了氨态氮的转化与排放，降低了有毒有害物质的含量，既解决了沼液还田因水溶性大分子有机质在土壤或水体中大量累积，致使土壤或水体缺氧，农作物烂根及水体富营养化等技术问题，又解决了因大量氨态氮释放带来的沼液还田臭与氮养分矿化损失的问题。
为实现上述发明目的，解决上述技术问题，本发明针对常规沼气工程，厌氧反应不充分、沼液降解不完全的有机质含量小于5％的有机废水，提供一种低浓度沼液的低排放微生物酶解处理方法，实现将沼液中的水溶性大分子有机质高效充分的降解为水溶性小分子有机质，最大限度地保留氮等有机养分，减少臭气和温室气体排放，其特征在于：所述方法包括以下步骤：
(1)将有机质含量小于5％的沼液经固液分离，去除固渣；
(2)将去除固渣后的沼液储存于适当的沼液储罐或暂存池，随后将沼液输送至沼液酶解池，通过输送泵将微生物酶制剂输送至酶解池内与沼液混拌均匀，利用增氧装置对沼液增氧，进行微氧微生物酶解处理；
(3)控制沼液微氧微生物酶解处理时间，待颜色由浑浊的青绿色转变为澄清的红棕色，即完成微生物酶解处理过程，泵送至酶解液暂存池，最后通过合适的输送泵进行还田处理；
进一步的，所述沼液由养殖场或养殖小区产生的粪水、餐厨资源化企业产生的渗滤液或生物质沼气企业产生的有机废水经沼气工程处理后产生的有机质含量小于5％的液体；
进一步的，所述步骤(2)中的输送泵选用耐污水腐蚀的泵；
进一步的，步骤(2)中所述的微生物酶制剂为胁迫培养枯草芽孢杆菌释放胞内酶后所得的含有胞内酶的酶菌混合液；
进一步的，所述含有胞内酶的酶菌混合液的制备方法为：在无菌条件下，从枯草芽孢杆菌菌种保存斜面中挑取菌种，接入液体培养基中，30℃下转速180r/min振荡培养24h以上，当芽孢杆菌培养到OD值为6时，对其进行胁迫培养，使部分菌体破裂，胞内酶释放；所述液体培养基为：蛋白胨10g，酵母提取物5g，氯化钠10g，蒸馏水1000mL，pH7.0-7.2,121℃灭菌20min；
进一步的，所述胁迫培养方法为：停止供氧，隔绝氧气，在50℃下培养20min，加入5％氯化铵或硫酸铵，继续培养5h；所述步骤(2)中的微生物酶制剂添加量为0.1-0.2％；
更进一步的，所述步骤(2)中的增氧装置选用多孔性曝气头，曝气头数量按每平米两个配置，曝气头距离池底50cm，根据酶解池容积配置曝气泵，通气量0.01-0.05vvm；
更进一步的，所述步骤(3)中的微生物酶解处理时间为10-12天。
本发明的有益效果：
本发明采用胁迫培养枯草芽孢杆菌释放胞内酶后所得的含有胞内酶的酶菌混合液对低浓度沼液进行微生物酶解处理，芽孢杆菌胞内酶在为菌的生长进行有效调控的同时，实现对沼液有机养分的高效降解，将水溶性有机大分子碳充分分解成水溶性有机小分子碳，使得有机养分更容易吸收，减少碳源向大气的排放；降低了沼液酶解液储存过程中有机氮素的氨化挥发，保障了沼液有机氮素肥效的稳定性，降低了沼液中有毒有害物质的含量。本发明多孔性曝气头产生小气泡增加气液接触面积，提高增氧效率。沼液酶解液达到还田指标要求，还田液外观为澄清的红棕色，无恶臭气味，不烧苗。实现了低浓度农用沼液循环利用，从源头上预防和削减污染的发生，降低了成本，无溶剂残留，适用于工业化生产，促进了农业可持续发展。从说明书附图1和图2的对比可以看出，酶解后沼液颜色由浑浊的青绿色转变为澄清的红棕色，提高了沼液的净化效果。
具体实施方式
实施例1
低浓度沼液的微生物酶解处理方法，包括以下步骤：
(1)将有机质含量小于5％的养殖场或养殖小区产生的粪水、餐厨资源化企业产生的渗滤液，或生物质沼气企业产生的有机废水经沼气工程处理后产生的有机质含量小于5％的沼液，经固液分离，去除固渣；
(2)将去除固渣后的沼液储存于适当的沼液储罐或暂存池，其最小存贮量需要满足24天的产出量，随后将沼液输送至沼液酶解池，通过输送泵将微生物酶制剂输送至酶解池内与沼液混拌均匀，输送泵选用耐污水腐蚀的泵，流量选择2小时能抽满一酶解池；
微生物酶制剂为胁迫培养枯草芽孢杆菌释放胞内酶后所得的含有胞内酶的酶菌混合液，制备方法为：在无菌条件下，从枯草芽孢杆菌菌种保存斜面中挑取菌种，接入液体培养基中，30℃下转速180r/min振荡培养24h以上，当芽孢杆菌培养到OD值为6时，对其进行胁迫培养，停止供氧，隔绝氧气，在50℃下培养20min，加入5％氯化铵，继续培养5h，使部分菌体破裂，胞内酶释放；所述液体培养基为：蛋白胨10g，酵母提取物5g，氯化钠10g，蒸馏水1000mL，pH7.0-7.2,121℃灭菌20min；微生物酶制剂添加量为0.1％；
利用增氧装置对沼液增氧，增氧装置选用多孔性曝气头，曝气头数量按每平米两个配置，曝气头距离池底50cm，根据酶解池容积配置曝气泵，通气量0.01-0.05vvm；
(3)控制沼液微氧微生物酶解处理时间为10天，待颜色由浑浊的青绿色转变为澄清的红棕色，即完成微生物酶解处理过程，泵送至酶解液暂存池，最后通过合适的输送泵进行还田处理。
实施例2
方法同实施例1，将步骤(2)中的微生物酶制剂添加量替换为0.15％，步骤(3)中的微生物酶解处理时间替换为11天，其余工艺参数同实施例1。
实施例3
方法同实施例1，将步骤(2)中的微生物酶制剂添加量为0.2％，所述步骤(3)中的微生物酶解处理时间替换为12天，其余工艺参数同实施例1。
附图说明
图1是采用实施例1的方法微生物酶解处理前沼液的外观色泽(九个试管中的液体分别是2021年7-8月不同日期进行的实验处理)。
图2是采用实施例1的方法微生物酶解处理后沼液的外观色泽(九个试管中的液体分别对应图1的九个实验处理)。
实验一：微生物酶制剂的筛选实验
实验例1：采用实施例1的低浓度沼液微生物酶解处理方法处理沼液。
实验例2：将实施例1胞内酶混合液的制备方法中胁迫培养方法替换为：停止供氧，隔绝氧气，在50℃下培养20min，加入5％硫酸铵，继续培养5h，其余工艺参数同实施例1，采用该方法进行沼液的微生物酶解处理。
对比例1：将实施例1步骤(2)的微生物酶制剂的制备方法替换为枯草芽孢杆菌的常规培养方法：在无菌条件下，从枯草芽孢杆菌菌种保存斜面中挑取菌种，接入液体培养基中，30℃下转速180r/min振荡培养24h，所述液体培养基为：蛋白胨10g，酵母提取物5g，氯化钠10g，蒸馏水1000mL，pH7.0-7.2,121℃灭菌20min。其余工艺参数同实施例1，采用该方法进行沼液的微生物酶解处理。
对比例2：省略实施例1步骤(2)中的增氧处理过程，其余工艺参数同实施例1，采用该方法进行沼液的微生物酶解处理。
对比例3：将实施例1步骤(2)中的微生物酶制剂替换为枯草芽孢杆菌胞内酶粗提液：采用枯草芽孢杆菌粗提液，挑取已活化的菌株单菌落，接种于装有已灭菌的种子培养基三角瓶中，置于摇床振荡培养，种子液接种至发酵罐培养，发酵罐条件设置为压力0.05MPa、种子液接种量为1×107CFU/ml，pH值控制在6.8-7.0之间、培养温度为45-48℃和搅拌转速为150r/min，发酵至4-6小时进入对数生长期，发酵10-11h使活菌和芽孢浓度达最大；此时收集菌液，离心,收集芽孢杆菌,去除上清液为胞外物质，菌体用0.05mol·L-1磷酸盐缓冲溶液清洗3次，悬浮细胞在超声波细胞粉碎机上破碎,破碎条件为:温度4℃,输出功率400W,时间为30min，同时每破碎8s,间隔4s；细胞破碎后经高速冷冻离心8000r·min-1,离心时间为20min,取上清液作为枯草芽孢杆菌胞内酶粗提液。其余工艺参数同实施例1，采用该方法进行沼液的微生物酶解处理。
空白例：将有机质含量小于5％的沼液经固液分离，去除固渣，将去除固渣后的低浓度沼液储存于适当的储罐或暂存池，其最小存贮量需要满足24天的产出量。省略增氧和微生物酶解处理过程。
试验方法：
水溶性小分子有机质含量测定：(1)定性分析：将待测样品取适量置于冷冻干燥机中以-45℃和抽真空(真空度5Pa)条件下冷冻干燥约48h，直至水分完全冻干、样品质量不再随冷冻时间变化。冻干后的样品研磨成粉末，取适量粉末(至少5克)加入同等质量的蒸馏水，搅拌至全部溶解并均匀一致，制成含水率50％的标准试样液，装瓶待用，记为待测液。
取碱性滴定管置于铁架台上，在碱性滴定管的上下两端可标识出作标记(上标记距离管口10mm左右)，并确保上下两端距离200mm，往碱性滴定管中注入适量蒸馏水至上标记处，使水液稳定无气泡。用移液枪取10μL待测液，滴入碱性滴定管的水柱中，在液滴离开管口的同时按开秒表计时，当待测液液滴最下端物质向下扩散到水柱下端标记的同时按停秒表，计录待测液液滴在垂直蒸馏水注中走完200mm距离的用时。每个待测液重复进行8次，去掉偏离过大的2-3个数据，计算待测液在垂直蒸馏水注中走完200mm距离的平均用时，计算得到液滴在200mm垂直蒸馏水注中的平均下坠速度。平均下坠速度大于3.5mm/s的为不合格，不再进入定量监测程序。(2)定量分析：液体样品经多次摇动后，迅速取出100mL，置于洁净、干燥容器中，使用孔径为650纳米的有机滤膜进行过滤，弃去最初的10mL，取滤液备用。
吸取2.0mL滤液于200mL磨口三角瓶中，加入5.0mL重铬酸钾溶液(称取重铬酸钾49.036g，先用少量水溶解，然后转移入1L容量瓶中，稀释至刻度摇匀)和10.0ml浓硫酸(H2SO4,ρ＝1.84g/cm3)。将三角瓶与简易空气冷凝管连接，置于已预热到200℃～230℃的电砂浴上加热。当简易空气冷凝管下端落下第一滴冷凝液时开始计时，氧化10min～10.5min。取下三角瓶，冷却，用水冲洗冷凝管内壁，使三角瓶中溶液体积约为120mL。
向三角瓶中加入3滴～5滴邻啡啰啉指示剂(称取硫酸亚铁0.695g和邻啡啰啉1.485g溶于100ml的水摇匀)，用硫酸亚铁标准溶液滴定至终点时，溶液由绿色变成暗绿色。再逐滴加入硫酸亚铁标准溶液直至生成砖红色为止。如果滴定试样所用的硫酸亚铁标准溶液的用量不到空白试验所用硫酸亚铁标准溶液用量的1/3时，则应减少称样量，重新测定。以2.0mL水代替试样溶液，其他步骤同试样溶液的测定，两次空白试验的滴定绝对差值≤0.06mL时，才可取平均值，代入计算公式。
硫酸亚铁标准溶液的制备：称取硫酸亚铁55.6g溶于900mL水中，加浓硫酸20mL，稀释定溶至1L，摇匀备用。储存于棕色瓶中，硫酸亚铁溶液在空气中易被氧化，使用时应标定其浓度。
硫酸亚铁标准溶液(c(FeSO4)＝0.2mol/L)的标定：吸取重铬酸钾标准溶液20.00mL加入150mL三角瓶中，加浓硫酸3mL和2滴～3滴邻啡啰啉指示剂，用硫酸亚铁标准溶液滴定，根据硫酸亚铁标准溶液滴定时的消耗量按式(1)计算其准确浓度C，单位为摩尔每升(mol/L)。
C＝(C1×V1)/V2……………………………………………………………(1)
式中：
C1——重铬酸钾标准溶液的浓度，单位为摩尔每升(mol/L)
V1——吸取重铬酸钾标准溶液的体积，单位为毫升(mL)
V2——滴定时消耗硫酸亚铁标准溶液的体积，单位为毫升(mL)
水溶小分子有机质以所取沼液的质量分数ω(％)表示，按式(2)计算：
ω＝[C×(V0-V)×0.003×100×D/m–w1/12]×1.724……(2)
式中：
C——标定标准溶液的摩尔浓度，单位为摩尔每升(mol/L)
V0——空白试验时，消耗标定标准溶液的体积，单位为毫升(mL)
V——样品测定时，消耗标定标准溶液的体积，单位为毫升(mL)
0.003——四分之一碳原子的摩尔量，单位为克每摩尔(g/mol)
D——测定时试样溶液的稀释倍数
m——所取样品量，单位为克(g)
w1——试样中的氯离子含量，单位为百分率(％)
1/12——与1％氯离子相当的有机碳的质量分数
1.724——有机碳换算成有机质的系数
采用《NY/T525―2021有机肥料》方法检测有机质；
总氮含量的测定：按《NY/T1977-2010》的规定执行；
氨气含量的测定：按《HJ535-2009》水中氨氮的纳氏试剂分光光度法执行。
实验结果：
表1酶解菌剂筛选实验结果
Figure BDA0003577983880000101
根据结果可知:
空白例沼液酶解处理前有机质含量较高，但基本不含水溶性小分子有机质，而实验例和对比例酶解处理后的有机质含量有所下降，而水溶性小分子有机质含量上升，表明沼液经酶解处理将大分子的有机质有效降解成了小分子有机质。本申请采用芽孢杆菌胁迫培养方法获得的含有胞内酶的酶菌混合液酶解发酵方法相较于对比例1、对比例3取得了更好的效果，实验例1和实验例2均能够充分提高水溶性小分子有机质的转化效果，对沼液中的氨气去除率明显好于空白例与对比例，几乎没有明显的恶臭气味。在对处理后的沼液储存15天内的氮素养分含量监测发现，相比于空白例与对比例，实验例1和实验例2处理的沼液在储存过程中总氮含量未发生明显变化，而空白例与对比例的处理液在储存过程中氮素都有不同程度的损失降低。这表明，本申请采用芽孢杆菌胁迫培养方法获得的含有胞内酶的酶菌混合液酶解发酵方法处理后的沼液实现了氮素养分转化后的稳定性，既降低了氨态氮的转化与排放，又保障了后期肥效，基本做到无臭、无味、有肥效。
与对比例1相比较，其中加入氯化铵胁迫培养枯草芽孢杆菌的实验例1相较于加入硫酸铵胁迫培养的实验例2的效果更好。
实验例1和实验例2与对比例2比较可以看出省略增氧处理后酶解处理过程中的水溶性大分子有机碳向小分子转化不成功，氨氮的去除率也较低，处理结束后沼液储存中的氮养分损失率较高，这表明，在氧气不足的前提下，酶解效果进展缓慢，处理后的沼液养分稳定性较差。
实验二：微生物酶制剂添加量测定实验。
实验例4：采用实施例1的沼液微生物酶解处理方法处理沼液。
实验例5：将实施例1步骤(2)中的微生物酶制剂添加量改为0.15％，其余工艺参数同实施例1，采用该方法进行沼液的微生物酶解处理。
实验例6：将实施例1步骤(2)中的微生物酶制剂添加量改为0.2％，其余工艺参数同实施例1，采用该方法进行沼液的微生物酶解处理。
对比例4：实施例1步骤(2)中的微生物酶制剂添加量为0.4％，其余工艺参数同实施例1，采用该方法进行沼液的微生物酶解处理。
对比例5：实施例1步骤(2)中的微生物酶制剂添加量为0.05％，其余工艺参数同实施例1，采用该方法进行沼液的微生物酶解处理。
空白例：将有机质含量小于5％的沼液经固液分离，去除固渣，将去除固渣后的低浓度沼液储存于适当的储罐或暂存池，其最小存贮量需要满足24天的产出量。省略增氧和微生物酶解处理过程。
试验方法同实验一。
实验结果：
表2微生物酶制剂添加量测定实验结果
表2酶解菌剂添加量测定实验结果
Figure BDA0003577983880000121
随着微生物酶制剂添加量的增加，沼液中的有机质含量降低。与微生物酶解剂添加量0.2％相比，当微生物酶解剂的添加量达到0.4％时，处理后沼液中的有机质、水溶性小分子有机质、NH3的含量水平变化不大，而当微生物酶解剂的添加量降低为0.05％时，处理后沼液中的水溶性小分子有机质含量明显降低，NH3含量明显较高。这表明，当微生物酶制剂添加量在0.1％-0.2％时，沼液中水溶性小分子有机质的转化效果随着添加量的提高而提高，当微生物酶制剂添加量在0.4％及以上时，与添加量0.2％时的处理效果差异不大，因此确定微生物酶制剂的添加量为0.1％-0.2％。实验三：微生物酶制剂微生物酶解处理天数的选择测定实验。
实验例7：采用实施例1的沼液微生物酶解处理方法处理沼液。
实验例8：将实施例1步骤(3)的微生物酶解处理时间改为11天，其余工艺参数同实施例1，采用该方法进行沼液的微生物酶解处理。
实验例9：将实施例1步骤(3)的微生物酶解处理时间改为12天，其余工艺参数同实施例1，采用该方法进行沼液的微生物酶解处理。
对比例6：微生物酶解处理时间为5天，其余工艺参数同实施例1，采用该方法进行沼液的微生物酶解处理。
对比例7：微生物酶解处理时间为15天，其余工艺参数同实施例1，采用该方法进行沼液的微生物酶解处理。
空白例：将有机质含量小于5％的沼液经固液分离，去除固渣，将去除固渣后的低浓度沼液储存于适当的储罐或暂存池，其最小存贮量需要满足24天的产出量。省略增氧和微生物酶解处理过程。
试验方法同实验一。
实验结果：
表3微生物酶制剂微生物酶解处理天数的选择测定实验结果
Figure BDA0003577983880000131
Figure BDA0003577983880000141
随着微生物酶解处理天数的增加，沼液中的有机质含量降低，而水溶性小分子有机质含量增加，NH3含量差异不大，均处于较低含量水平。当处理天数超过12天时，与处理12天相比，处理后沼液中的有机质、水溶性小分子有机质、NH3的含量变化不明显，当处理天数为10天时，与对比例6的处理天数5天相比，臭味明显下降，通过与对比例6-7比较可以看出，微生物酶解处理的时间过短或过长均不利于发挥微生物酶制剂的最佳效果，适当增加微生物酶解天数有利于提高水溶性小分子有机质的转化效果，当微生物酶解处理天数在11-12天左右达到了最优效果。
实验四：低浓度沼液酶解液还田有毒有害物质及pH测定
实验例10：根据实验一二三的最优结果，将实施例1步骤(2)中的微生物酶制剂添加量改为0.2％，微生物酶解处理时间改为11天，其余工艺参数同实施例1，采用该方法进行沼液的微生物酶解处理。
空白例1：实施例1步骤2中的微生物酶制剂的制备方法如下：在无菌条件下，从枯草芽孢杆菌菌种保存斜面中挑取菌种，接入液体培养基中，30℃下转速180r/min振荡培养24h，所述液体培养基为：蛋白胨10g，酵母提取物5g，氯化钠10g，蒸馏水1000mL，pH7.0-7.2,121℃灭菌20min。其余工艺参数同实验例10，采用该方法进行沼液的微生物酶解处理。
空白例2：省略增氧处理过程，其余工艺参数同实验例10，采用该方法进行沼液的微生物酶解处理。
空白例3：微生物酶解处理时间为5天，其余工艺参数同实验例10，采用该方法进行沼液的微生物酶解处理。
试验方法：
粪大肠菌群数按GB/T19524.1-2004的规定进行测定。
蛔虫卵死亡率按GB/T19524.2-2004的规定进行测定。
除蛔虫卵死亡率、粪大肠菌群数以外的其他有毒有害物质按NY/T1978-2010中的规定进行测定。
pH值按照农业行业标准NY525-2012酸碱度测定方法进行测定。
实验结果：
表4低浓度沼液酶解液还田有毒有害物质测定结果
实验例10 对比例1 对比例2 对比例3
粪大肠菌群/个/mL 80 150 123 112
蛔虫卵死亡率/％ 98 86 90 92
总砷(以As计)/mg/kg 8 20 18 13
总镉(以Gd计)/mg/kg 9 23 20 14
总铅(以Pb计)/mg/kg 41 62 53 45
总铬(以Cr计)/mg/kg 42 65 50 52
总汞(以Hg计)/mg/kg 5 12 10 7
pH 8.6 7.8 8.0 8.3
实施例10相比于空白例还田有毒有害物质显著减少，说明对沼液的微生物酶解处理能够有效帮助沼液减少有毒有害物质，达到还田的标准，从对比例2可以发现增氧步骤对于大分子有机质向小分子有机质转化的效果也是很显著的，从对比例3微生物酶制剂作用的时间过短不利于有毒有害物质的去除。经过微生物酶解处理后沼液的pH值缓慢提高。
以上描述了本发明优选实施方式，然其并非用以限定本发明。本领域技术人员对在此公开的实施方案可进行并不偏离本发明范畴和精神的改进和变化。

Claims (4)

1.一种低浓度沼液的低排放微生物酶解处理方法，其特征在于：所述方法包括以下步骤：
（1）将有机质含量小于5%的沼液经固液分离，去除固渣；
（2）将去除固渣后的沼液储存于适当的沼液储罐或暂存池，随后将沼液输送至沼液酶解池，通过输送泵将微生物酶制剂输送至酶解池内与沼液混拌均匀，利用增氧装置对沼液增氧，进行微氧微生物酶解处理；所述的微生物酶制剂为胁迫培养枯草芽孢杆菌释放胞内酶后所得的含有胞内酶的酶菌混合液，所述含有胞内酶的酶菌混合液的制备方法为：在无菌条件下，从枯草芽孢杆菌菌种保存斜面中挑取菌种，接入液体培养基中，30℃下转速180r/min振荡培养24h以上，当芽孢杆菌培养到OD值为6时，对其进行胁迫培养，使部分菌体破裂，胞内酶释放；所述液体培养基为：蛋白胨10g，酵母提取物5g，氯化钠10g，蒸馏水1000mL，pH 7.0-7.2,121℃灭菌20min；所述胁迫培养方法为：停止供氧，隔绝氧气，在50℃下培养20min，加入5%氯化铵或硫酸铵，继续培养5h；所述微生物酶制剂的添加量为0.1-0.2%；
（3）控制沼液微氧酶解处理时间，待颜色由浑浊的青绿色转变为澄清的红棕色，即完成微生物酶解处理过程，泵送至酶解液暂存池，最后通过合适的输送泵进行还田处理，步骤（3）中所述的微氧微生物酶解处理时间为10-12天。
2.如权利要求1所述的一种低浓度沼液的低排放微生物酶解处理方法，其特征在于，所述沼液由养殖场或养殖小区产生的粪水、餐厨资源化企业产生的渗滤液或生物质沼气企业产生的有机废水经沼气工程处理后产生的有机质含量小于5%的液体。
3.如权利要求1所述的一种低浓度沼液的低排放微生物酶解处理方法，其特征在于，步骤（2）中所述的输送泵选用耐污水腐蚀的泵。
4.如权利要求1所述的一种低浓度沼液的低排放微生物酶解处理方法，其特征在于，步骤（2）中所述的增氧装置选用多孔性曝气头，曝气头数量按每平米两个配置，曝气头距离池底50cm，根据酶解池容积配置曝气泵，通气量为0.01-0.05vvm。
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