低温条件下AO工艺结合微生物强化技术处理生活污水试验

李 娜，刘来胜，杨 平，张泽中

(1.中国水利水电科学研究院，北京 100038；2.华北水利水电大学水利学院，河南郑州 450046；3.重庆融极环保工程有限公司，重庆 401120；4.华北水利水电大学河南河长学院，河南郑州 450046)

由于我国西北地区经济基础相对薄弱、居住分散、冬季寒冷，单一的分散式生活污水处理技术很难达到污水排放标准，且冬季低温和低碳氮比是影响污水处理达标的因素。此外，农村地区专业操作人员短缺[1]，而我国传统的活性污泥法运行过程中需不断监测污泥情况，以防止污泥老化、污泥上浮、丝状菌膨胀等现象的发生，且需定时排泥，从而增加了农村生活污水处理技术的应用屏障。传统活性污泥法排放的剩余污泥中含有细菌、微生物、寄生虫等，处理不当会造成生态环境的严重破坏。目前，大多数污水处理厂对剩余污泥处理的办法是焚烧、卫生填埋和土地利用等，这些处置方式会增加运行费用，且存在二次污染的风险。因此，在生活污水处理过程中，需考虑“污泥原位减量化”思路[2-3]。厌氧-好氧工艺[4-6]因其占地面积较小、处理效果稳定、运行费用较低、管理简单等优势被广泛应用于生活污水处理中。但是，冬季低温，污水中的碳氮比较低，使得污水处理效率降低，单一的处理技术已经不能满足污水处理标准。微生物强化技术就是在传统微生物技术基础上，向污染水体中引入具有特定功能的微生物，从而达到强化污水处理系统、降解污染物、净化水质效果的目的[7-8]，可有效解决低温带来的污水处理效能下降问题[9]。对于低碳氮比，分点进水、加入碳源、间歇曝气等方式都能很好的解决。李昂等[9]筛选出具有高效脱氮功能的低温好氧反硝化菌和高效脱氮除磷功能的低温反硝化聚磷菌，利用泥膜共生多级AO工艺，使得在低温、低碳氮比条件下的污水处理效果明显增加。张国珍等[10]发现，填料的添加能有效改善多级AO工艺对低碳氮比生活污水的同步脱氮除磷效果。

针对低温、管理人员短缺、经济条件落后的分散式农村地区，进行了2个方面的研究工作。一是在西北寒冷地区的水土样中通过筛选和优化耐冷微生物菌群，培育出适合于低温条件下高效处理生活污水的复合菌群；二是以高效厌氧折流板反应器(ABR)-好氧生化池为试验装置，考虑污泥减量化原则，通过只添加微生物菌剂和只接种活性污泥2种工况条件，对低碳氮比生活污水处理效果进行对比试验，探索低温条件下低碳氮比生活污水处理的适宜技术。

1 材料与方法

1.1 试验装置

试验装置工艺流程如图1所示，采用“ABR-好氧生化池”组合工艺。试验装置所用材质为PVC，具有良好的韧性和刚性，使用长久。主要包括调节池、初沉池、厌氧池、好氧池、出水过滤池几个部分，其试验装置可以很好地适应生活污水的排放规律。其中，调节池尺寸(长×宽×高)为100 cm×50 cm×60 cm；初沉池尺寸(长×宽×高)为20 cm×30 cm×60 cm；出水过滤池尺寸(长×宽×高)为25 cm×30 cm×60 cm；厌氧池尺寸(长×宽×高)为70 cm×30 cm×70 cm。利用折流板将反应器分隔成独立的9个反应室，污水运行水流呈“S”型，主要是为了增加污水与添加的厌氧菌种的反应时间，去除部分有机物、氮和磷，以降低后续生化池的污染物负荷[11]，具有抗冲击负荷能力强等优点[12]。厌氧池上端有2个直径为0.5 cm的排气口，主要排掉反硝化反应产生的N2和N2O。好氧池尺寸(长×宽×高)为75 cm×30 cm×60 cm；后半段设置1个锥形漏斗段，池内放置射流曝气机进行持续性曝气。射流曝气方式可通过手动和自动方式控制，节约能源消耗，安装方便。除水平方向有曝气之外，垂直方向的循环水也可提供能量。混合搅拌作用强，可带动纤维球在好氧池流动。好氧池尾端设置硝化液回流，将硝化液回流至进水端。厌氧池中放置40个反硝化菌株挂膜成功的直径为3 cm的纤维球，好氧池中放置40个RJ4菌株挂膜成功的直径为3 cm的纤维球。

图1 试验装置工艺流程示意图Fig.1 Process Flow of the Experiment

1.2 试验用水

试验用水来自某大学男生宿舍楼，由厕所污水、洗漱用水和洗涤用水等组成，主要污染物包括有机物、氨氮、固体悬浮物(SS)等。试验用水采集时间为10月底，取水室外温度为8～15 ℃，试验开始时间为11月初，进行为期1个月的验证试验。初始进水水质如表1所示。

表1 试验进水水质Tab.1 Influent Water Quality of the Experiment

一般认为碳氮比(C/N)<8即为低碳氮比[13]。由表1可知，试验用水平均碳氮比为3.17，属于低碳氮比生活污水。试验用水碳氮比较低的原因可能是宿舍楼排放污水中洗涤用水量所占比重较大，洗涤用水中除了刷碗用水外，有机物含量较低。

1.3 反硝化菌株筛选

本试验采用2种菌株，一种采用某公司氨氮降解生物菌株(RJ4)对氨氮进行降解，快速启动污水系统的硝化作用；另一种菌株是在我国北方寒冷区域水土样中筛选出来的复合反硝化菌株，采样温度主要为-5～0 ℃，以宁夏中卫市某农村地区排污口处表层10 cm左右的土壤、中卫市政污水处理厂中二沉池泥水混合液、香山湖水深20～50 cm表层10 cm左右的底泥物作为菌种源，进行反硝化菌株筛选。

1.3.1 培养基

(1)富集培养基：牛肉膏为0.1 g，蛋白胨为0.5 g，氯化钠为0.1 g。

(2)反硝化培养基：硫酸镁为0.5 g，磷酸氢二钾为0.067 g，硝酸钠为0.36 g，硫酸铵为0.1 g，一水葡萄糖为1.55 g，pH值为8～8.5。

1.3.2 驯化过程

(1)富集培养与分离：将采集的泥水混合液各取100 mL、土壤10 g，混合后分别注入4个500 mL容量瓶中，加入富集培养基100 mL，在150 r/min、10 ℃摇床中震荡36 h。随后，将上述混合液分装在24个250 mL容量瓶中，每组各6个，并加入反硝化培养基，将其置于150 r/min、10 ℃摇床中震荡96 h，对其进行倒平板、接种等工作。

(2)筛选：将各菌株分别于10 ℃条件下活化培养至对数生长期，取菌悬液在7 000 r/min离心10 min，弃掉上清液，将沉淀物用生理盐水清洗, 以5%的接种量接种于50 mL人工污水中，并置于150 r/min、10 ℃摇床中培养96 h，每隔24 h取样以7 000 r/min离心，取上清液，测定COD、硝态氮、总氮，并计算去除率。根据去除率，选择生长较好、总氮去除率在50%以上的菌株。应用SPSS软件进行5因素5水平对照试验，确定最优混合比的混合菌群。

1.4 试验方法和运行工况

试验装置共2套(图1)，试验水温为12～16 ℃，pH值为7～8，进水流量为90.75 L/d，水力停留时间为4 d，污泥龄为10 d，溶解氧控制在2～3 mg/L，回流比为5，连续运行30 d。不同的是，一套装置只投加微生物菌剂，厌氧单元投加试验筛选出来的反硝化菌剂，好氧单元投加从某公司采购的氨氮降解生物菌株(RJ4)，简称1号设备；另一套装置只添加活性污泥，污泥取自某污水处理厂的AAO系统，污泥浓度为2 000～3 000 mL/g，污泥体积指数 (SVI)约为90 mL/g，沉降性能良好，简称2号设备。在驯化阶段，1号设备加入挂膜成功的纤维球、2号设备添加活性污泥，每次按照设备体积的10%、20%、30%、40%进水，进水负荷逐步提至满负荷运行；COD、氨氮的去除率达到70%以上时，调试运行阶段结束，进入正常运行阶段。

2 结果分析与讨论

2.1 反硝化优势菌株筛选

2.1.1 反硝化优势单株菌筛选

通过4组反硝化优势菌株的筛选试验(图2)，进行硝态氮、COD以及总氮的去除率对比分析。按照总氮去除率50%以上的原则，可筛选出14株优势菌种，即A2、A5、B5、B9、B33、C10、C11、C12、C13、C14、C18、4②、4③、4④号。

图2 14株菌株对COD、硝态氮、总氮的去除效果对比Fig.2 Comparison of Effect of 14 Strains on COD, Nitrate Nitrogen and Total Nitrogen Removal

2.1.2 反硝化优势组合菌筛选

从筛选的14株菌株中，按照总氮去除率大小排序，取去除率最好的前5个，分别为A2、C10、C11、C18、C14号菌株。按照表2进行多种比例混合，在10 ℃条件下经过3 d测定总氮去除率。由图2和表2对比可知，混合菌对总氮的去除效果明显优于单株菌，当混合比例A2∶C10∶C11∶C18∶C14=3∶5∶4∶1∶4时，总氮去除率最高可达72%。采用该比例混合菌株，投加至1号设备进行后续对比试验。

对复合菌株进行高通量检测，其各种菌的含量如表3所示。

2.2 2套生活污水处理设备效果对比分析

(1)COD去除效果

1号设备和2号设备对COD去除效果的对比情况如图3所示。试验过程中，进水CODCr质量浓度为175.7～504.5 mg/L，平均值为310.2 mg/L，进水中COD质量浓度波动范围较大且随着试验进程呈升高趋势。主要原因是试验时间为11月，随着天气转冷，宿舍楼洗漱用水量逐渐减少，水质调节能力较差，微生物活性较低，导进水中有机物浓度相对有所升高。COD的去除由好氧段和厌氧段共同作用。

表2 反硝化菌种的混合比例Tab.2 Mixed Proportions of Denitrifying Strains

表3 复合菌株的高通量检测Tab.3 High-Throughput Detection of Composite Strains

图3 2套设备对COD去除效果的对比Fig.3 Comparison of Effects of Two Sets of Equipment on COD Removal

在厌氧段，反硝化细菌进行反硝化反应，需以有机物为电子供体；RJ4和反硝化菌剂均为异氧型微生物，其生长需要以有机物作为碳源。由图3可知，尽管进水中CODCr浓度变化范围较大，但2套设备出水浓度基本稳定在50 mg/L以下，均达到《城市污水处理厂排放标准》(GB 18918—2002)中一级A排放标准。2套设备对COD的去除率基本一致。其中，1号设备出水CODCr最小值为27.27 mg/L，最大去除率为94.3%；2号设备出水CODCr最小值为30.30 mg/L，最大去除率为93.6%。AO系统在溶解氧、水力停留时间等条件合适的情况下，对COD的去除效果较好[14]，这也与宋吉娜[15]的试验结果相同。

(2)总氮去除效果

污水中的氮以多种形式存在, 主要有有机态氮、氨态氮、硝酸态氮和亚硝酸态氮等[16]。1号设备和2号设备对总氮去除效果的对比情况如图4所示。试验过程中，进水总氮质量浓度为62.3～134.2 mg/L。由图4可知，1号设备对总氮的去除效果明显优于2号设备。1号设备出水总氮最小值为10.6 mg/L，最大去除率为85.8%，满足《城市污水处理厂排放标准》(GB 18918—2002)一级A排放标准。2号设备出水总氮最小值为23.9 mg/L，最大去除率仅为66.1%，远低于1号设备的去除率。生活污水中总氮的去除效果相对较低，总氮去除率>70%的技术占比仅为50.0%[17]，而微生物菌剂的加入是总氮去除的路径之一。结果表明，试验筛选出来的反硝化菌剂有利于总氮的去除。

图4 2套设备对总氮去除效果的对比Fig.4 Comparison of Effects of Two Sets of Equipment on Total Nitrogen Removal

尽管1号设备对总氮的最大去除率能够达到85.8%，但是，总体来看，1号和2号设备对总氮的平均处理率并不理想，其主要原因有2个方面。第一，回流的硝化液以及原水中均含有一定浓度的溶解氧，使得厌氧段的溶解氧很难保持在0.2 mg/L以下，达不到反硝化过程所需的理想状态，一定程度上影响反硝化效果；第二，试验所用生活污水为低碳氮比生活污水，而反硝化过程以及微生物生长需要消耗碳源，不能及时提供有效碳源导致脱氮效率不高[18-21]。

(3)氨氮去除效果

图5 2套设备对氨氮去除效果的对比Fig.5 Comparison of Effects of Two Sets of Equipment on Ammonia Nitrogen Removal

生活污水中的氨氮主要来源于宿舍楼排放尿液的水解。1号设备污水中氨氮的去除主要通过加入的RJ4微生物菌剂在好氧条件下将氨氮转化为硝酸盐氮。2号设备污水中氨氮的去除主要通过延长污泥龄，保持较低的污泥负荷，来保持较高的硝化效果[17]。1号设备和2号设备对氨氮去除效果的对比情况如图5所示。由图5可知，2套设备均对氨氮具有极佳的去除效果。其中，1号设备出水氨氮最小浓度为0.123 7 mg/L，最大去除率为99.88%；2号设备出水氨氮最小浓度为0.223 7 mg/L，最大去除率为99.83%，均满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918—2002)一级A排放标准。整体来看，2套设备对氨氮的去除效果均不错，但相对于2号设备，1号设备对氨氮的去除效果更稳定。

(4)硝态氮去除效果

在好氧条件下，氨氮转化为硝酸盐氮。经硝化液回流，在厌氧条件下，硝酸盐氮转化为氮气，使得总氮得到去除。1号设备和2号设备中，硝态氮去除效果的对比情况如图6所示。其中，1号设备出水硝态氮质量浓度先增后降，然后达到稳定；2号设备出水硝态氮质量浓度先增后降，然后继续增加，是不断积累的，表明反硝化过程效率低。1号设备中，通过投加筛选出来的反硝化菌剂使反硝化菌剂在缺氧环境下以污水中的有机物为电子供体，以硝酸盐氮为电子受体进行反应，将污水中的硝酸盐氮转化为氮气，进行反硝化反应。2号设备中，活性污泥中没有高效的反硝化菌剂进行反硝化反应，硝态氮的含量不断积累，且硝态氮含量较高主要与厌氧池溶解氧的含量以及进水负荷中提供不了反硝化所需的碳源有关，使得发生反硝化反应的条件受到限制。国内外的研究表明：当进水碳氮比较低时，处理后污水中的氮大部分以硝态氮形式存在，小部分以氨氮形式存在，说明提供的碳源不足，反硝化过程进行的效率不高，从而导致硝态氮的含量较高。试验用水平均碳氮比为3.17，属于低碳氮比生活污水，因此，碳源不足是硝态氮不断积累的原因之一。结果进一步表明，筛选出的复合反硝化菌剂对反硝化过程有一定的促进作用，而添加活性污泥的装置中，硝态氮的质量浓度需根据进水水质提供的碳源量与厌氧池溶解氧大小改变。

图6 2套设备对硝态氮去除效果的对比Fig.6 Comparison of Effect of Two Sets of Equipment on Nitrate Removal

3 结论

本文开展两方面的研究工作，一是反硝化菌株筛选试验，二是2套生活污水处理设备处理效果对比试验，结论如下。

(1)所筛选的反硝化菌株在低温条件(10 ℃)下具有较好的生活污水处理效果，且组合菌株高于单株菌的去除效果。当组合菌混合比例A2∶C10∶C11∶C18∶C14=3∶5∶4∶1∶4时，总氮的去除率最高，可达72%。

(2)当试验外界条件一致时，即水温为12～16 ℃、回流比为5、水力停留时间为4 d、溶解氧为2～3 mg/L、平均碳氮比为3.17、污泥龄为10 d时，1号设备(添加微生物菌剂)和2号设备(添加活性污泥)对COD和氨氮的去除效果基本一致。其中，添加微生物菌剂的设备对COD和氨氮的最大去除率分别为94.3%、99.88%，添加活性污泥的设备对COD和氨氮的最大去除率分别为93.6%、99.83%。但是，2套设备对总氮的去除率具有较大差异。其中，添加微生物菌剂的设备对总氮的最大去除率为85.8%，而添加活性污泥的设备对总氮的最大去除率仅为66.1%，远低于添加微生物菌剂的设备的去除率。结果表明，试验筛选出来的反硝化菌剂有利于总氮的去除。

(3)在运行维护管理方面，添加微生物菌剂的设备优于添加活性污泥的设备。活性污泥设备中需不断排泥，且需持续监督设备中的污泥状态和运行情况，加大了后期运行成本，维护管理困难；添加微生物无需前期的活性污泥驯化等复杂过程，且在运行期间不需要排泥，只需每隔几个月检查一下抽水泵等设备的运行、按比例投加微生物菌剂即可。每5个月需投加1次微生物菌剂，每次投加量为600～1 000 mL，费用为20～30元。

(4)在生活污水生态处理方面，添加微生物菌剂符合污泥减量化原则，适合在管理人员短缺、经济落后的西北地区推广应用。

(5)活性污泥处理生活污水过程中，活性污泥中会发生丝状菌膨胀、污泥老化等现象。因此，对于丝状菌膨胀现象，在接种活性污泥之前进行镜检；在运行过程中，保证溶解氧正常，防止出现局部缺氧状态；调节生活污水的pH，防止酸性废水环境导致丝状菌大量产生。对于污泥老化现象，运行过程中需及时排泥、防止过度曝气、防止活性污泥浓度过高等。

(6)微生物菌剂处理污水过程中，需对挂膜微生物进行镜检，防止微生物数量较少；控制处理设备中污水的温度，防止温度过低导致微生物菌剂的活性低，影响处理效果。