高效降解菌法强化CASS系统处理制药废水

周竹枫，宋有涛，廖苗，曾萍*，张俊珂，樊亚东，4

1.辽宁大学环境学院，辽宁 沈阳　110031 2.环境基准与风险评估国家重点实验室，中国环境科学研究院，北京　10001 3.中国环境科学研究院城市水环境科技创新基地，北京　100012 4.中国矿业大学化学与环境学院，北京　100083



高效降解菌法强化CASS系统处理制药废水

周竹枫1，2，3，宋有涛1，廖苗2，3，曾萍2，3*，张俊珂2,3，樊亚东2，3，4

1.辽宁大学环境学院，辽宁 沈阳110031 2.环境基准与风险评估国家重点实验室，中国环境科学研究院，北京10001 3.中国环境科学研究院城市水环境科技创新基地，北京100012 4.中国矿业大学化学与环境学院，北京100083

利用投加磷霉素高效降解菌的循环活性污泥系统(CASS)反应器(C2)处理经厌氧折流板反应器(ABR)处理后的综合制药废水，研究去除制药废水中CODCr、氨氮、TP的效果，同时与未投加高效降解菌的CASS反应器(C1)进行了比较。结果表明：当进水CODCr为1 101.4 mgL，氨氮平均浓度为134.7 mgL，TP平均浓度为22.1 mgL，C2出水的CODCr为203.7 mgL，氨氮平均浓度为12.6 mgL，TP平均浓度为3.2 mgL，CODCr、氨氮和TP的平均去除率分别为81.57%、90.67%和85.44%；C1的CODCr、氨氮、TP的平均去除率为66.91%、84.30%和67.41%。说明投加高效降解菌CASS反应器处理效果优于未投加高效降解菌的CASS反应器。通过三维荧光光谱分析进水中的主要荧光物质为芳香蛋白类物质和溶解性微生物代谢产物，经过高效降解菌处理后这2类物质得到明显去除。

循环活性污泥系统(CASS)；制药废水；高效降解菌；生物强化；三维荧光光谱

近年来，随着我国经济的快速增长，我国医药行业得到了快速发展。根据国家发展和改革委员会的统计数据，我国医药行业工业生产总值由2006年的5 019亿元，增加到2013年的22 297亿元。据统计，我国原料药和药品制剂生产企业约5 000家，生产的药剂年产量近百万吨，然而制药工业废水年排放处理率不足30%[1]。制药废水具有污染物成分复杂、污染物含量高、有毒有害物质含量大、色度高、难生物降解(含有一定的生物抑制物如抗生素等)、水质水量变化大、带有颜色和气味等特点，是最难处理的工业废水之一[2-3]。

由于制药生产废水的特性，且不同品种药物所产生的废水及各生产环节的废水特性有较大的区别，传统的生物法处理制药废水存在微生物受到抑制，系统不易保持稳定，处理效果不佳等问题[4-5]。国内外的研究者采用生物强化技术来提高活性污泥系统的稳定性，以及生物系统的处理效率。生物强化技术(bio-augmentation)是指在生物处理系统中通过投加具有特定功能的微生物、营养物或基质类似物，增强处理系统对特定污染物的降解能力、提高降解速率，达到有效处理含难降解有机物废水的目的[6]。近年来，国内研究者应用微生物菌剂方法处理工业废水，效果显著。关于微生物菌剂的报道主要为利用微生物的新陈代谢作用和微生物衍生物，改善和净化环境方面。谭周亮等[7]研究了微生物强化菌剂处理炼油废水，对CODCr和氨氮平均去除率达到88.12%和92.46%；凌海波等[8]对厌氧-厌氧-好氧(A2-O)工艺处理的焦化废水进行气相色谱-质谱(GC-MS)分析，以废水中主要的难降解有机物苯甲酰肼、 喹啉、 萘为唯一碳源进行优势菌种筛选和鉴定，获得5株具有高效降解能力的菌株；张波等[9]通过研究嗜盐菌剂，发现投加复合嗜盐菌剂能够加快厌氧反应器的启动，在70 d内完成启动过程，复合菌剂对TOC的去除率由投菌前的50%左右提高至70%以上。

磷霉素是种新型广谱抗生素，对革兰氏阴性菌和阳性菌均有抑制作用[10]。磷霉素钠制药废水主要污染物为有机磷原料、中间体、副产物和成品磷霉素钠，此外，废水还含有醇类、苯胺类等溶剂和添加剂。

低浓度的磷霉素生产废水根据产生批次的不同，CODCr为3.3万～3.5万mgL，总磷为几百到几千mgL[11]，废水中有机物和有机磷浓度很高，且含有强烈抑菌性，致使废水微生物毒性大、极难降解[12]，制药厂通常将难降解的废水与生活污水混合，以降低有毒化合物的浓度。但即使制药废水中磷霉素浓度降至30～40 mgL，生物系统的运行仍然不够稳定，主要原因在于具有高效降解磷霉素能力的菌种在生物系统中不占优势，导致生物系统的降解能力低，累积的磷霉素影响了系统的运行。因此，将从处理过磷霉素废水的生物系统中分离得到的高效优势菌加入污水处理生物系统中，提高这几类细菌在生物系统中的比例，是提高含磷霉素制药废水处理率，增强污水处理生物系统稳定性的可行方案。

笔者以东北某制药厂含磷霉素的综合废水为对象，研究利用磷霉素高效降解菌剂强化中试规模厌氧折流板反应器-周期性循环污泥法(ABR-CASS)工艺中CASS的处理效果，以期为环境微生物菌剂的实际工程应用提供科学依据和参考。

1　材料与方法

1.1试验装置

CASS工艺是种循环活性污泥处理技术，是将变容积活性污泥法和生物选择器原理有机地结合起来，设有1个分建或合建式生物选择器，以序批曝气-非曝气方式运行的充-放式间歇活性污泥处理工艺。CASS反应器主要由生物选择区、兼氧区和主反应区3个部分组成。试验用的CASS反应器长1 016 mm、 宽416 mm、 高708 mm(底座200 mm)，有效体积0.2 m3，生物选择区、兼氧区和主反应区按照1∶10∶40的比例分配。CASS反应器由8 mm厚的普通钢板制成，内涂环氧陶瓷涂料，下部安装穿孔式曝气器，底部设排泥管，反应装置如图1所示。

1—进水口；2—进水槽；3—取样口；4—曝气管；5—回流管；6—回流泵；7—出水口。图1　CASS反应器平面示意Fig.1　The scheme of CASS reactor

1.2原水水质

中试进水为经ABR处理后的某制药厂的生产废水出水，其水质见表1。

表1　CASS反应器进水水质

1.3分析方法

CODCr、氨氮浓度、TP浓度、混合污泥(MLSS)浓度、混合液挥发性悬浮固体(MLVSS)浓度、污泥沉降比(SV)采用国标法测试[13]，pH采用雷磁pH计测试，DO浓度采用WTW便携式溶氧测定仪测试。

1.4磷霉素降解菌的筛选与培养

磷霉素降解菌来源于处理磷霉素制药废水污水处理厂的活性污泥，分离筛选得到3株好氧菌，经鉴定为弯曲杆菌属和伯壳氏菌属[14]。磷霉素降解菌采用含磷霉素制药废水的培养基和LB液体培养基交替进行扩大培养。含磷霉素制药废水的培养基的成分：蒸馏水，500 mLL； 琼脂，10 gL； (NH4)2SO4， 1 000 mgL； KH2PO4， 800 mgL； K2HPO4， 200 mgL； MgSO4·7H2O， 500 mgL； FeSO4·7H2O， 10 mgL； CaCl2， 50 mgL； NiSO4， 32 mgL；Na2BO7·10H2O， 7.2 mgL； (NH4)6Mo7O24·4H2O， 14.4 mgL； ZnCl2， 23 mgL； CoCl2·6H2O， 21 mgL； CuCl2·2H2O， 10 mgL； MnCl2·4H2O， 30 mgL； 磷霉素钠， 50 mgL(99%，沈阳某制药厂)。LB液体培养基的成分：蒸馏水，95 mLL；胰蛋白胨，1 gL；酵母粉，0.5 gL；氯化钠，1 gL。

1.5系统的启动

接种的活性污泥为该制药厂好氧反应池中的浓缩污泥，该污泥的MLSS浓度为8 200 mgL。同时根据反应器的有效容积以及污泥浓度计算所需接种污泥的总量。反应器的有效容积为0.2 m3，接种量为有效容积的80%，即0.16 m3(160 L)。反应器启动阶段结束后，污泥浓度为4 000～5 000 mgL。

CASS反应器的进水为ABR的出水，进水量为CASS反应器的20%。运行周期为24 h。进水1 h后开始曝气，连续曝气20 h，停曝气静置1 h，开始排水约20%，记录排水时间，闲置2 h。检测水质指标和活性污泥相关指标。

1.6高效降解菌的添加

通过LB液体培养基扩培的方式，迅速扩增高效降解菌的菌量。加入带有高效降解菌的LB液体培养基30 L，MLSS浓度为2 900 mgL，经测量高效降解菌菌量与原有活性污泥总量比为1∶6。将未投加高效降解菌的反应器命名为C1，投加磷霉素高效降解菌循环活性污泥系统(CASS)反应器命名为C2。

2　结果与讨论

2.1CASS反应器启动及运行

CASS反应器进水来自ABR出水。经过中间池调节进水流量为48 Ld，MLSS的污泥负荷为0.16 kg(kg·d)(以化学需氧量计)，反应器HRT设定为2.5 d。为了减小进水对反应器的负荷冲击，CASS反应器启动时进水方式为全程连续进水，排水方式为沉淀排水。每个运行周期为1 d，运行模式为曝气20 h、沉淀1 h、排水1 h、闲置2 h，经过50多d的驯化和培养，2个反应器基本达到稳定。启动阶段进水CODCr平均为2 560.1 mgL，氨氮平均浓度为171.2 mgL，TP平均浓度为21.2 mgL。C1的CODCr出水为138.7～1 233.2 mgL，平均为545.2 mgL；氨氮出水浓度为17.1～117.5 mgL，平均为51.2 mgL；TP出水浓度为6.4～19.8 mgL，平均为10.8 mgL；反应器中的活性污泥浓度从1 035 mgL增加到4 061 mgL。C2的CODCr出水为166.5～1 248.6 mgL，平均为519.2 mgL；氨氮出水浓度为21.2～123.8 mgL，平均为43.2 mgL；TP出水浓度为7.3～21.6 mgL，平均为9.4 mgL；反应器中的活性污泥浓度从1 377 mgL增加到4 622 mgL。镜检发现，2个反应器活性污泥中的细菌种类和个数均有大幅提升，其中轮虫增量尤为明显，后生生物大量出现，反应器启动完成，开始试验。

2.2高效菌的投加对CASS反应器的影响

CASS反应器启动的同时ABR也在启动和运行。经过40多d的启动和运行，ABR可将CODCr为4 000～5 000 mgL，氨氮浓度为350～200 mgL，TP浓度为20～30 mgL的制药原水处理为CODCr平均为1 101.43 mgL，氨氮平均浓度为134.69 mgL，TP平均浓度为22.14 mgL的出水。并通过中间池的调节作用使CASS系统的进水相对稳定。

2.2.1有机物的去除

CASS反应器对制药废水中CODCr的去除效果如图2所示。

图2　CASS反应器对制药废水中CODCr的去除效果Fig.2　CODCr removal from pharmaceutical wastewater by CASS

从图2可知，CASS反应器进水(ABR的出水)CODCr最高为1 210.5 mgL，最低为993.8 mgL，平均为1 101.4 mgL。经C1处理后出水CODCr最低为330.5 mgL，最高为412.3 mgL，平均为364.4 mgL；C1对CODCr的平均去除率为66.91%，最高为68.07%，最低为65.24%。经C2处理后出水CODCr最低为183.2 mgL，最高为244.4 mgL，平均为203.7 mgL；C2对CODCr的平均去除率为81.57%，最高为83.3%，最低为77.34%。

未投加高效降解菌的CASS反应器处理综合制药废水，出水CODCr平均为364.4 mgL，出水水质未达到国家污水综合排放三级标准[15]。投加了高效降解菌的CASS反应器处理综合制药废水，出水CODCr平均为203.7 mgL，出水可进入市政管网进行再次处理。表明高效降解菌的投加能提高反应器的处理效率。

2.2.2氨氮的去除

CASS反应器对制药废水中氨氮的去除效果如图3所示。

图3　CASS反应器对制药废水中氨氮的去除效果Fig. removal from pharmaceutical wastewater by CASS

从图3可知，CASS反应器进水(ABR的出水)氨氮浓度最高为150.2 mgL，最低为119.1 mgL，平均为134.7 mgL。C1出水氨氮浓度最高为23.5 mgL，最低为18.6 mgL，平均为21.1 mgL；C1对氨氮的平均去除率为84.30%，最高为85.41%，最低为83.04%。经C2处理后出水氨氮浓度最高为15.4 mgL，最低为9.3 mgL，平均为12.6 mgL；C2对氨氮的平均去除率为90.67%，最高为92.64%，最低为89.25%。

CASS设有3个反应区，根据不同的需要调节DO浓度。经过ABR处理后的废水可生化性得到提高[16-17]，因此，进入CASS反应器的氨氮易于去除。

2.2.3TP的去除

CASS反应器对制药废水中TP的去除效果如图4所示。

图4　CASS反应器对制药废水中TP的去除效果Fig.4　TP removal from pharmaceutical wastewater by CASS

从图4可知，CASS反应器进水TP浓度最高为26.1 mgL，最低为18.4 mgL，平均为22.2 mgL。C1出水TP浓度最高为8.5 mgL，最低为4.8 mgL，平均为7.4 mgL；C1对TP的去除率最高为75.83%，最低为63.00%，平均为67.41%；C2出水TP浓度最高为3.8 mgL，最低为2.1 mgL，平均为3.2 mgL；C2对TP的去除率最高为90.03%，最低为82.37%，平均为85.44%。

投加磷霉素高效降解菌有利于提高有机磷转化为无机磷的效率，一般通过活性污泥的过量吸附和排泥作用去除TP[18]。微生物的增长促进了活性污泥系统磷的吸收，再通过排泥去除。生物在有氧时发生吸磷反应，在缺氧时发生释磷反应[19-21]，通过调节CASS反应器各区的DO浓度，结合排泥，增加对TP的去除。

2.2.4三维荧光分析

微生物处理制药废水的过程中，通过微生物的新陈代谢作用会产生很多物质。三维荧光光谱(EEM)分析技术通过不同激发波长下的发射图谱对不同有机物结构中官能团的荧光照射，不同的物质激发产生特定的三维荧光信息，进而构成了三维的荧光光谱图，具有极高的选择性和确定性。三维荧光光谱技术在环境监测领域有着较广泛的应用[22-26]。经过C2反应器处理制药废水的EEM图谱如图5所示。

图5　CASS反应器处理制药废水的EEM图谱Fig.5　EEM spectrum of pharmaceutical wastewater of CASS reactor

由图5(a)可见，制药废水经过ABR处理后出水的EEM光谱有2个主要吸收峰(A和B)，分别位于220～250 nm330～380 nm和250～280 nm280～380 nm，分别为蛋白质荧光和溶解性微生物代谢产物。由图5(b)可见，制药废水经过接种有高效降解菌的反应器C2处理后，出水中吸收峰A和B基本消失。

根据FRI计算方法，得到了5个区域的积分标准体积，并计算出其所占比例，可用其表示各区域代表的有机物的相对含量。进水与出水中5类荧光物质所占比例如图6所示。

图6　进水与出水中5类荧光物质所占比例Fig.6　Influent and effluent five fluorescent material proportion

CASS反应器进水中蛋白类物质所占比例最大，为49.21%；其次是溶解性微生物代谢产物占24.12%；而腐殖酸类物质最少，仅为0.96%。经过C2处理后出水的蛋白类物质所占比例最大，为36.66%；其次是溶解性微生物代谢产物占28.96%；比例最少的为腐殖酸类物质，为1.59%。C2处理后腐殖酸类物质所占比例的增加间接说明其余2种物质的减少。实际运行中，通过结合处理工程中类蛋白质的变化，探索合适的条件及工艺参数，降低微生物新陈代谢过程中类蛋白质的生成[25]。通过对EEM的图谱分析，不仅可以对各类物质进行定性分析，还可以分析污水中各类物质的迁移转化情况，进而更好地探索高效降解菌在CASS反应器里面参数设置。

3　结论

(1)利用CASS反应器处理制药废水，投加磷霉素高效降解菌与未投加降解菌相比，反应器出水有机物平均浓度从364.4 mgL降低到203.7 mgL，达到国家污水综合排放三级标准，出水可进入城市污水处理厂进行处理。

(2)通过投加磷霉素高效降解菌，与未投加高效降解菌的CASS反应器相比，CODCr平均去除率提高了21.91%；氨氮平均去除率提高了7.4%；总磷平均去除率提高了26.74%。实验室中试结果表明，微生物菌剂可提高处理制药废水的处理效果。

(3)三维荧光图谱的分析表明，废水经过投加了磷霉素高效降解菌的反应器处理后，蛋白类物质和厌氧微生物的代谢产物等有机物得到明显去除。

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Enhancement of Pharmaceutical Wastewater Treatment in CASS Reactor by High-efficiency Degrading Bacteria

ZHOU Zhufeng1,2,3, SONG Youtao1, LIAO Miao2,3, ZENG Ping2,3, ZHANG Junke2,3,FAN Yadong2,3,4

1.Environmental Collage, Liaoning University, Shenyang 110031, China 2.State Key Laboratory of Environmental Criteria and Risk Assessment, Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China 3.Department of Urban Water Environmental Research, Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China 4.School of Chemical & Environmental Engineering, China University of Mining and Technology(Beijing), Beijing 100083, China

cyclic activated sludge system (CASS); pharmaceutical wastewater; fosfomycin degrading bacteria; bio-augmentation; three-dimensional fluorescence spectroscopy

2016-03-15

国家水体污染控制与治理科技重大专项(2012ZX07202-002)；国家环境保护环境微生物利用与安全控制重点实验室开放基金项目(MARC 2012D008)；中国环境科学研究院环境基准与风险评估国家重点实验室基金项目

周竹枫(1991—)，男，硕士研究生，主要从事河流及水体污染控制与研究，732003532@qq.com

*责任作者：曾萍(1971—)，女，研究员，博士，长期从事水污染技术研究，zengping@craes.org.cn

X703

1674-991X(2016)05-0420-07

10.3969j.issn.1674-991X.2016.05.062