一种基于微生物基因和活性酶的污水处理方法及系统与流程

本发明涉及城镇生活污水生物处理工艺过程中的智能精准控制方法和系统，具体是一种基于微生物基因和活性酶的污水处理方法及系统，根据活性污泥微生物对污染物的响应过程，即基因转录，指挥活性酶合成，进行污染物降解，酶活性抑制，能量代谢影响等等，本发明特别适用于城镇生活污水生物处理厂的智能控制。

背景技术：

在现代城市社会中，生活污水净化处理是非常重要的，用于保持城市水环境生态，用于城市水资源循环利用。因此，各地城市都建设和运营了各种类型的污水处理厂。据不完全统计，中国已经建设了5000多座城市污水处理厂。随着城市生态文明建设不断推进，水环境治理日益改善，水质标准不断提高，这要求城市污水处理厂运营管理水平不断改善。这使得城市污水处理厂运行管理变得越来越复杂，传统的生物处理工艺控制方法已经不能适应新形势的需要，所存在的主要问题是污水处理厂出水总氮不易稳定达标，剩余污泥数量比较多，处理处置成本比较高。

目前，污水处理厂运行过程中，需要去除悬浮物ss、有机物bod(生化需氧量)和cod(化学需氧量)、氨氮、总氮(tn)、总磷(tp)和细菌，还需要考虑碳源能量平衡，以及实现剩余污泥减量化。对于污水处理厂来说，完成所有以上这些目标，需要借助活性污泥微生物代谢数学模型，主要是莫诺特模型，即μ＝μmax(s/(k+s))，其中μ代表单位数量微生物生长速率，又称为比生长速率，μmax代表最大比生长速率，s代表污染物浓度，k代表半饱和系数，对不同类型微生物工作过程进行精准控制。

实际上，国际水协会自1983年开始，专门成立任务小组，基于莫诺特模型，发布了系列活性污泥数学模型，称为asm1、asm2、asm3和adm模型，涉及异养微生物好氧生长、异养微生物缺氧生长、异养微生物死亡和溶解、自养微生物好氧生长、颗粒有机物水解、缺氧反硝化、聚磷菌除磷等，包括各种微生物细胞维持、衰减、内源呼吸、溶胞、捕食和死亡等。这些活性污泥数学模型能够比较准确地描述不同类型的生活污水生物处理工艺过程，在发达国家城市生活污水处理厂中得到比较成功的影响，对于污水厂自动化运行管理发挥了关键性的作用。

但是，国际水协系列模型在中国城市污水处理厂应用并不成功；主要原因是，中国很多城市污水并不单纯是生活污水，而是混合了部分有毒有害的工业废水，这种工业废水容易使活性微生物中毒，导致国际水协模型失效。这严重影响了数学模型在中国城市污水处理厂运行管理中的实际应用。

而且，国际水协活性污泥数学模型是以细胞为基础，并没有考虑细胞内部基因转录和各种活性酶组分之间的动态变化规律，所以，国际水协数学模型适用于稳定状态运行的生活污水处理厂。一旦污水处理厂运行状态发生突发性变化，或者活性污泥受到毒性物质的影响而中毒，这些国际水协数学模型就会失效，就需要进入应急恢复状态。例如，在生物曝气池中活性污泥活性如果处于100％水平，检测表明，在二沉池中活性污泥活性水平降低至80％左右，而回流到生物曝气池开端位置时，活性污泥活性水平降低至60％左右，这对于污水处理厂处理效率产生明显的影响。

因此，为了提高我国城市污水处理厂智能自动化运行管理水平，有必要突破国际水协活性污泥数学模型的局限性，需要结合我国城市生活污水处理厂的实际情况，研发基于微生物细胞基因转录和活性酶代谢的数学模型，以弥补国际水协数学模型的不足，促进我国城市生活污水处理厂智能化管理水平。

技术实现要素：

本发明的目的在于提出一种基于微生物基因和活性酶的污水处理方法及系统，弥补国际水协数学模型的不足，促进我国城市生活污水处理厂智能化管理水平。

为此，本发明提出的基于微生物基因和活性酶的污水处理方法包括以下步骤：s1、将生活污水与活性污泥微生物在反应器中进行混合接触，使污染物质引发活性污泥中微生物进行基因转录，进而产生能够降解污染物的活性酶，使其最终分解成为二氧化碳或氮气；s2、采用基因转录动力学数学模型在线计算确定活性酶水平，依此修正活性污泥的活性水平；以及s3、基于活性污泥活性水平，采用活性污泥降解动力学数学模型，计算污染物降解速率，预测污染物降解所需要的电子供体或受体，由此确定并准确控制活性污泥降解作用过程中所需要的曝气量。

在一些实施例中，还可以包括如下特征：

还包括如下步骤：s4、将实际需要的曝气量换算成为氧气电子当量数受体，通过电子当量平衡模型，确定活性污泥微生物的能量代谢速率水平，依此修正活性污泥微生物活性水平，有效节省生活污水处理过程动力能耗。

还包括如下步骤s5：采用毒性抑制动力学模型，修正污染物毒性对活性污泥微生物活性的影响程度，进而修正污染物被降解去除的速率，以及相应的曝气量参数。

通过do作为顶级电子受体而调控活性污泥的数量、活性及其与其它电子受体包括硝酸根(no3^-)、磷酸根(po4^3-)、硫酸根(so4^2-)和碳酸根(co3^2-)等的反应顺序关系，并结合orp探头实现在线监测和精准控制。

所采用的基因转录动力学数学模型如下面公式所示：

de*/dt＝α[(1+kin1s)/(1+kin1s+kin2)]。

所述活性污泥降解动力学数学模型即下述活性污泥数学模型：μ＝μmaxe*(s/(k+s))，其中，e*的计算采用如下酶活性衰减数学模型：de*/dt＝e^-βt,其中，β代表酶活性衰减系数。

所述毒性抑制动力学模型即如下公式所示的“酶活性抑制数学模型”：f(s)＝ki/(ki+s)，其中，ki代表毒性抑制系数。

还发明还提出一种基于基因转录和活性酶的生活污水生物处理反应池，包括：池体，该池体上、下分别设有污水进水口和排泥水出口；在该池体内靠近底部处安装微孔曝气器，于池中充满活性污泥；在池中设置do探头、orp探头和ss探头，分别探测do、orp和x，由此根据进水负荷s和活性污泥活性水平xe*，计算并控制曝气量，实现精准控制。

其中，可通过鼓风机和气动阀门调节曝气量。

本发明还提出一种基于微生物基因和活性酶的污水处理系统，其特征在于包括上述的基于基因转录和活性酶的生活污水生物处理反应池。

附图说明

图1为本发明采用生活污水生物处理反应池示意图。

具体实施方式

城市生活污水处理厂中微生物细胞是一个“活”的微系统，具有自组织特征，能够自动适应周围环境的变化。本发明下述实施例提供了一套符合微生物细胞自组织特征的细胞数学模型，包括污染物触发基因转录、开启活性酶合成、直接对污染物进行降解、以及酶活性调控等；然后，将细胞数学模型镶嵌到国际水协会的活性污泥数学模型中，使得活性污泥数学模型能够适应污水处理厂动态工况和毒性抑制实际情况。

根据上述基本思路，本发明下述实施例采取了以下步骤：a、将生活污水与活性污泥微生物在反应器中进行混合接触，污染物质引发活性污泥中微生物进行基因转录，进而产生各种活性酶，能够降解污染物，使其最终分解成为二氧化碳或氮气，采用基因转录动力学数学模型(即下面公式(1))在线计算确定活性酶水平，依此修正活性污泥的活性水平(以百分比表示)；b、基于活性污泥活性水平，采用活性污泥降解动力学数学模型(即下面所说的“活性污泥数学模型”)，计算污染物降解速率，预测污染物降解所需要的电子供体(包括有机物和氨氮)或受体(包括硝酸根(no3^-)、磷酸根(po4^3-)、硫酸根(so4^2-)和碳酸根(co3^2-)等)，由此确定并准确控制活性污泥降解作用过程中所需要的曝气量。

其中，在一些实施例中，还做了做如下的修正算法：

c、将实际需要的曝气量换算成为氧气电子当量数受体(例如，氧的电子当量是2，硝酸根的电子当量是5，磷酸根的电子当量是8，硫酸根的电子当量是8，而碳酸根的电子当量也是8)，通过电子当量平衡关系，确定活性污泥微生物降解污染物所需要的电子当量受体或者供体数量的能量代谢速率水平(百分比)，依此有效调节生活污水处理过程曝气量。

d、采用毒性抑制动力学模型(即下文“酶活性抑制数学模型”，公式(4))，修正污染物毒性对活性污泥微生物活性的影响程度，进而修正污染物被降解去除的速率，以及相应的曝气量参数。

上述思路是依据发明人的如下述观察和发现：在生活污水生物处理过程中，活性微生物是具有自组织特征的活性主体，其降解污染物的顺序过程为，污染物引起基因转录，指挥活性酶的合成，由活性酶直接分解污染物，逐渐减少的污染物浓度又影响基因转录速率不断调整，由此形成一个细菌细胞内部的动态循环过程；其中，微生物的活性水平或者降解速率取决于具有诱导特征的关键活性酶数量，而活性酶的数量或者水平还受到污染物毒性的抑制。

其中，所述生活污水生物处理过程控制位置在于基因转录速率和关键活性酶水平(即“关键酶活性水平e*”)，其关键活性酶是指具有诱导特性的酶，对于好氧微生物，其关键活性酶是加氧酶；对于厌氧微生物，其关键活性酶是还原酶。

关键活性酶容易受到污染物毒性抑制影响，以及容易受到氧化还原电位更高的电子受体的抑制影响；受到毒性影响的关键活性酶，微生物能够通过修复作用，逐渐恢复微生物活性；本发明下述实施例采用相关动力学模型(包括下面公式(1)公式(4)和活性污泥数学模型)进行定量预测。

本发明下述实施例采用电子供体和电子受体，准确计算生活污水中污染物生物降解过程所需要的曝气量，曝气量受到微生物活性变化的影响程度，以及电子供体和受体引起的微生物代谢过程能量变化对污染物降解的影响程度。

通过do作为顶级电子受体而调控活性污泥的数量、活性及其与其它电子受体的反应顺序关系，并通过orp探头实现在线监测和精准控制。

本发明实施例中，基于基因转录和活性酶的生活污水生物处理反应池包括：池体，该池体上、下分别设有污水进水口和排泥水出口；在该池体内靠近底部处安装微孔曝气器，于池中充满活性污泥；在池中设置do探头、orp探头和ss探头，分别探测do、orp和x，由此根据进水负荷s和活性污泥活性水平xe*，计算并控制曝气量，实现精准控制。

本发明实施例中，所采用的描述参数如下：

——用s表示污染物的浓度，诱导mrna基因开启转录，合成关键活性酶，其活性表示为e*，即实际酶数量与理论最大酶数量的比例，用百分比表示；

——用关键活性酶活性水平e*，修正活性污泥浓度x的活性百分比即xe*，因此活性污泥活性随着关键酶的产生或者抑制而发生动态变化，进而影响污染物降解速率；

——用经典莫诺特模型表示污染物降解速率ds/dt；

——用在线溶解氧探头在线监测溶解氧浓度do，用氧化还原电位探头同步在线监测活性污泥混合液电位(简称orp)；

——通过调节曝气量而控制do浓度，进而顺序影响其它类型的电子受体包括硝酸根(no3^-)、磷酸根(po4^3-)、硫酸根(so4^2-)和碳酸根(co3^2-)或二氧化碳co2；及，

本发明下述实施例采用微生物细胞代谢调控动力学方法实现城市生活污水厂工艺过程智能化运行控制，采取以下步骤：

a、根据基因转录动力学，确定关键酶的诱导速率与mrna基因的数量成正比，而污水中污染物浓度s及细胞信息基因mrna数量存在以下模型关系，由此得到基因转录动力学数学模型，即

de*/dt＝α[(1+kin1s)/(1+kin1s+kin2)](1)

其中，e*代表关键酶活性，它是诱导性的酶，决定着细胞内各种酶组分的整体活性水平；α代表酶诱导系数，kin1代表基因转录系数，kin2代表基因基准转录系数。

b、如果污水中污染物浓度s下降，则基因转录速率下降，酶活性衰减，表示为酶活性衰减数学模型，即

de*/dt＝e^-βt(2)

其中，β代表酶活性衰减系数。

c、采用关键酶活性水平e*对国际水协活性污泥数学模型中微生物最大比生长速率系数μmax修正为μmaxe*，即公式修正为：

μ＝μmaxe*(s/(k+s))(3)

此即为活性污泥中具有活性的微生物比例数学模型，这意味着活性污泥活性水平受到酶活性的影响，或者说受到基因调控水平的影响，从而能够使污水处理过程能够随着污水负荷的变化而变化。

d、对于污水中存在的毒性，采用毒性抑制函数进行量化，称为酶活性抑制数学模型，即

f(s)＝ki/(ki+s)(4)

其中，ki代表毒性抑制系数。

e、污水中主要污染物浓度表示为ss、bod、cod、氨氮、总氮和总磷，这种代表污水水质的参数成为常规水质指标，通过国家城镇污水水质标准检验方法【cj/t51-2018】常规标准方法取样，在实验室进行定量测定，依此代表各种类型污染物的浓度数量。

f、采用国际水协活性污泥模型系列中更新后的asm3模型，通过本项发明模型函数进行修正，可以获得修正后的新型动态活性污泥数学模型系统，可以对城市生活污水处理厂运行管理进行模拟计算和调控优化。

g、本发明采用在线监测探头对污水厂进行动态监控，主要包括，采用ss探头监测活性污泥的浓度，采用do(环境监测氧参数)探头监测溶解氧do浓度，采用氧化还原电位(orp)探头监测氧化电位数值，由此识别活性污泥所处的好氧、缺氧和厌氧过程状态。

h、根据do浓度对污水处理过程进行调控，do作为电子受体，而污染物作为电子供体，通过电子当量关系，可以根据电子受体数量，计算得到降解污染物所需要的电子受体的数量，再换算成为曝气量，实现精准调控。

根据本发明构思可以提供一种生活污水生物处理曝气反应池。该反应池包括池体，该池体上、下分别设有进水口和排泥水口及储泥斗；在该池体内安装ss探头、do探头和orp探头，反应池末端设置出水口，在反应池底部设置微孔曝气器，通过鼓风机和气动阀门调节曝气量。

以下结合附图及具体试验对本发明做进一步说明。

图1所示系统主要包括：污水泵1、电动阀门2、流量计3、配水槽4、曝气反应池5、出水槽6、回流水泵7、回流污泥泵8、鼓风机9、电动阀门10、储气罐11、压力表12、电动阀门13、气体流量计14、微孔曝气器15、一体化ss/do/orp探头等16、排泥泵8等。

在图1所示系统中污水生物处理工艺净化步骤如下：污水通过污水泵1抽吸，电动阀门2进行调控，流量计3进行计量，进入配水槽4，均匀分配进入曝气反应池5。在曝气反应池中，通过污泥接种将活性污泥浓度提高到10000～15000mg/l左右。经过生物反应处理的污水，在澄清后进入出水槽6，得到净化处理后出水，部分出水通过回流泵7回流至曝气池缺氧区。剩余污泥通过排泥泵8排出并回流至曝气池进水槽，以保持曝气池中活性污泥浓度维持在10000～15000mg/l左右。曝气通过曝气反应池底部的微孔曝气器进行，微孔直径为0.1-0.3mm，具体曝气量通过do探头监测值进行反馈调节；气源来自鼓风机9，通过电动阀门10进入储气罐11，罐内压力维持在5～8公斤/cm²左右；经过稳压的空气再通过电动阀门和气体流量计，进入微孔曝气器15扩散进入曝气池中。在曝气反应池中，沿途等距离布置4套一体化探头，在线监测曝气池中ss、do和orp，借此控制不同类型生物反应所需要的do和orp条件，具体实验如下所示。

实验1：活性污泥驯化培养实验，其目的是为了诱导微生物产生关键活性酶，提高微生物的活性，为污水净化做好准备。投加生活污水(ss＝80-140mg/l，cod＝300～500mg/l，bod＝100～200mg/l，氨氮＝30～50mg/l，总氮＝40～60mg/l，总磷＝5～8mg/l)，从某城市一个污水处理厂采用活性污泥，和生活污水混合后活性污泥浓度为11248mg/l，此后在第0、1、2、3、4、5、6天，采集污水和活性污泥混合样品，在室温条件下，采用重力方法和酶标仪方法分别检测活性污泥浓度变化和微生物细胞内加氧酶活性水平变化。结果表明，活性污泥浓度依次为1050、1150、2988、9862、9373、8251和7462mg/l，相应的加氧酶活性水平依次为18％、82％、97％、88％、67％、61％和59％等。这些结果表明，投加污水以后，微生物开始繁殖，活性污泥浓度逐渐上升；但是，微生物加氧酶活性水平在受到诱导作用以后，比较快速上升，达到近乎饱和的程度，然而，如果污水被净化以后，加氧酶活性水平又快速下降，尽管污泥浓度仍然保持较高的浓度。

实验2：传统污水生物处理工艺及厌氧-缺氧-好氧(简称aao)实验，采用以上实验1所述的生活污水和活性污泥，活性污泥浓度为10000mg/l左右，曝气池中cod浓度经过稀释以后浓度依次为113、86、41和22mg/l，氨氮浓度梯度依次为21、9.4、2.6和1.1mg/l，tn浓度梯度依次为24、12、10.5和9.4mg/l，tp浓度梯度依次为2.5、1.3、0.55和0.4mg/l。实验条件对应do梯度为0.2、0.1、2.5和7.2mg/l，相应orp梯度为-165、-34、214和428mv。以上结果说明，在缺氧区do浓度达到了2.5mg/l，orp也超过了0mv，即存在过度曝气现象，导致do浓度大于2mg/l，由此也导致氨氮浓度虽然下降了，但是tn浓度并没有显著下降，也就是氨氮转化成为了硝酸盐氮，影响了tn去除效果。这是目前很多污水处理厂普遍存在tn不达标原因所在。

实验3：短流程脱氮和去除污水cod、tn和tp实验，污水水质如实验1所述，，活性污泥浓度为10000mg/l左右，实验条件控制do浓度为0.02～0.3mg/l和orp水平为+150至-150mv，污水和活性污泥混合后搅拌反应8小时，曝气池中cod浓度依次变化至104、25、22和14.9mg/l，氨氮浓度梯度依次为20、2.2、1.4和0.13mg/l，tn浓度梯度依次为27.9、7.8、6.4和6.04mg/l，tp浓度梯度依次为2、0.24、0.14和0.084mg/l。相应do浓度梯度依次为0.22、0.10、0.05和0.03mg/l，orp数值依次127、45、-21和-99mv。这些结果表明，通过控制合适的do和orp实验条件，确保各个阶段do浓度和orp水平能够保证电子受体梯度利用效果，避免过度曝气现象，从而实现出水水质明显改善，是出水水质能够稳定地达到我国地表水环境质量标准【gb3838-2002】对iv类水质标准要求。