文 單，李旭東，史仁明，孫 鑫，凌 然，邱江平

(1. 上海交通大學(xué)農(nóng)業(yè)與生物學(xué)院，上海 200240;2. 奉賢西部污水處理廠，上海 201424)

村鎮(zhèn)生活污水是造成農(nóng)村水環(huán)境污染的原因之一，是面源污染的主要來源和造成湖泊富營養(yǎng)化的重要因素［1-6］。據(jù)統(tǒng)計(jì)我國農(nóng)村年產(chǎn)生活污水超過80 億t［7］，而目前常見的農(nóng)村污水處理工藝主要有人工濕地、生物滴濾池、快速滲濾系統(tǒng)、氧化塘、土壤滲濾系統(tǒng)和簡單厭氧處理等［8］。這些技術(shù)處理單純的農(nóng)村生活污水表現(xiàn)尚可，但對人畜混居，衛(wèi)生條件較差，牲畜糞便隨意排放的廢水，傳統(tǒng)的農(nóng)村污水處理技術(shù)工藝難以應(yīng)付。加之地表降雨徑流和作坊式企業(yè)廢水等，導(dǎo)致這些地區(qū)的污水大多為混合污水，其CODCr為1 000 ～2 000 mg/L，因此需要在其前端設(shè)置預(yù)處理系統(tǒng)以保障達(dá)標(biāo)排放。

UBF 反應(yīng)器又稱上流式厭氧復(fù)合床，是加拿大Guiot 于1984 年在UASB 和AF 的基礎(chǔ)上開發(fā)的新型復(fù)合厭氧反應(yīng)器［9］。上部是附著生物膜填料的填料層，下部是高濃度的污泥床。UBF 反應(yīng)器積累微生物的能力大大增加，有機(jī)負(fù)荷更高，處理效果更好;啟動(dòng)速度快，處理率高，運(yùn)行穩(wěn)定，對容積負(fù)荷、溫度、pH 的波動(dòng)有較好的承受能力。目前UBF 廣泛應(yīng)用于高濃度廢水處理，如啤酒廢水［10］、垃圾滲濾液［11］和工業(yè)廢水［12］等，而對中低濃度污水的處理研究較少。本研究的目的在于考察不同污泥負(fù)荷條件下UBF 反應(yīng)器對含有生活污水、養(yǎng)殖廢水和降雨地表徑流等的綜合廢水的處理性能，以期為該類廢水的有效處理提供預(yù)處理依據(jù)與參考。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)水質(zhì)與污泥

試驗(yàn)用水采用模擬廢水，CODCr∶N∶P =200∶5∶1，配方如表1 所示。

表1 試驗(yàn)用水配方Tab.1 Influent Formula of UBF

接種污泥取自上海奉賢西部污水處理廠的綜合厭氧池，經(jīng)一天沉淀后裝于反應(yīng)器內(nèi)。污泥初始懸浮固體濃度(MLSS)為10 g/L，可揮發(fā)性固體濃度(MLVSS)為6 g/L。

1.2 試驗(yàn)裝置及流程

采用3 臺(tái)相同的UBF 反應(yīng)器(編號(hào)分別為1、2、3 號(hào))，材質(zhì)為有機(jī)玻璃，每臺(tái)反應(yīng)器高為1.5 m、直徑為0. 2 m、有效容積為47 L。污泥區(qū)高度為0.7 m，填料區(qū)高度為0.4 m，填料為尼龍彈性填料。進(jìn)出水水管和取樣管直徑均為16 mm，蠕動(dòng)泵采用Longerpump 品牌WT600-2J 型號(hào)。試驗(yàn)裝置如圖1所示。

圖1 UBF 反應(yīng)器裝置圖Fig.1 Schematic Diagram of UBF Reactor

3 臺(tái)反應(yīng)器均在常溫下運(yùn)行，水力負(fù)荷相同，水力停留時(shí)間(HRT)為10 h。啟動(dòng)前期統(tǒng)一進(jìn)水CODCr為600 mg/L，容積負(fù)荷均為1.44 kg COD/m3·d。啟動(dòng)后期提高1 號(hào)、2 號(hào)反應(yīng)器的進(jìn)水CODCr分別為1 600 ～2 000、1 000 ～1 400 mg/L;3 號(hào)保持不變。各反應(yīng)器容積負(fù)荷分別約4.32、2.88、1.44 kg COD/m3·d。整個(gè)啟動(dòng)期耗時(shí)97 d(4 月2 日～7 月8 日)。試驗(yàn)分為兩個(gè)階段:第一階段(7 月9 日～7 月31 日)污泥層厚度為60 cm;隨后改變污泥層厚度(8 月1 日～8 月20 日)為30 cm，通過改變污泥層厚度來改變污泥負(fù)荷，穩(wěn)定后進(jìn)入第二階段(8 月21 日～9 月12 日)。

1.3 試驗(yàn)評價(jià)指標(biāo)和分析方法

CODCr、BOD5、MLSS 和MLVSS 均采用國家標(biāo)準(zhǔn)方法測定［13］，脫氫酶活性采用TTC-脫氫酶活性測定法［14］。

2 結(jié)果與討論

2.1 污泥負(fù)荷對COD 去除的影響

試驗(yàn)期間1 號(hào)、2 號(hào)、3 號(hào)反應(yīng)器的COD 去除效果如圖2、圖3 和圖4 所示。由圖2、圖3 和圖4 可知在第一階段1 號(hào)反應(yīng)器平均進(jìn)水CODCr為1 800 mg/L、污泥負(fù)荷為0.47 kg COD/kg MLSS·d;2 號(hào)反應(yīng)器平均進(jìn)水CODCr為1 200 mg/L，污泥負(fù)荷為0.18 kg COD/kg MLSS·d;3 號(hào)反應(yīng)器平均進(jìn)水CODCr為600 mg/L，污泥負(fù)荷為0. 11 kg COD/kg MLSS·d。COD 的平均去除率分別達(dá)到43.47%、73.70%和77.63%。

試驗(yàn)進(jìn)入第二階段，污泥厚度減少為30 cm，污泥負(fù)荷提高。1 號(hào)反應(yīng)器的污泥負(fù)荷達(dá)1.01 kg COD/kg MLSS·d，2 號(hào)反應(yīng)器污泥負(fù)荷達(dá)0.59 kg COD/kg MLSS·d，3 號(hào)反應(yīng)器污泥負(fù)荷達(dá)0.35 kg COD/kg MLSS·d。穩(wěn)定后3 個(gè)反應(yīng)器COD 的平均去除率分別為29. 61%、80.14%和81.60%。

1 號(hào)反應(yīng)器在第二階段的COD 去除率與第一階段相比下降了31. 88%，說明污泥負(fù)荷為1.01 kg COD/kg MLSS·d 時(shí)已經(jīng)超過了反應(yīng)器里微生物的處理極限并產(chǎn)生了一定的抑制作用［15，16］。2 號(hào)、3 號(hào)反應(yīng)器的COD 去除率在兩個(gè)階段均明顯高于1 號(hào)反應(yīng)器，且COD 去除率在污泥負(fù)荷提升后有小幅提高。說明在兩種污泥厚度下，當(dāng)HRT 為10 h 時(shí)，進(jìn)水CODCr為600 ～1 200 mg/L 時(shí)，污染物去除率最理想。綜合考慮進(jìn)水CODCr、污泥負(fù)荷和去除效果，當(dāng)進(jìn)水CODCr為1 200 mg/L、污泥負(fù)荷為0.59 kg COD/kg MLSS·d時(shí)，去除效果最佳。

圖2 1 號(hào)反應(yīng)器COD 去除效果Fig.2 COD Removal Effect of Reactor 1

圖3 2 號(hào)反應(yīng)器COD 去除效果Fig.3 COD Removal Effect of Reactor 2

圖4 3 號(hào)反應(yīng)器COD 去除效果Fig.4 COD Removal Effect of Reactor 3

2.2 污泥負(fù)荷與污泥活性

2.2.1 污泥負(fù)荷對MLSS 與MLVSS 的影響

圖5、圖6 為試驗(yàn)第一階段各反應(yīng)器的平均MLSS 含量與MLVSS 含量。1 號(hào)反應(yīng)器其值分別為22.93、19.28 g/L;2 號(hào)反應(yīng)器其值分別為44. 02、21. 56 g/L;3 號(hào) 反 應(yīng) 器 其 值 分 別 為31.58、16.96 g/L。

在試驗(yàn)第二階段，1 號(hào)反應(yīng)器的平均MLSS 含量與平均MLVSS 含量分別為21.30、19.01 g/L;2 號(hào)反應(yīng)器其值分別為24.20、18.54 g/L;3 號(hào)反應(yīng)器其值分別為20.34、12.75 g/L。

圖5 懸浮固體濃度的變化Fig.5 Changes of MLSS

圖6 揮發(fā)性固體濃度的變化Fig.6 Changes of MLVSS

在污泥負(fù)荷提高后，MLSS 分別下降了7.11%、39.53% 和35. 59%;MLVSS 分別下降了1. 40%、14.00%和24.82%。由圖可知懸浮固體濃度與揮發(fā)性固體濃度都有所下降，MLSS 的下降比率大于MLVSS。1 號(hào)反應(yīng)器的下降比率最小，通過觀察發(fā)現(xiàn)，1 號(hào)反應(yīng)器內(nèi)形成數(shù)量較多的污泥顆粒，污泥整體具有良好的沉降性，在排出底泥后污泥濃度降幅不大，而2 號(hào)和3 號(hào)反應(yīng)器內(nèi)只有少量污泥顆粒出現(xiàn)。

圖7 為各反應(yīng)器的MLVSS/MLSS 平均值。在第一階段，1 號(hào)反應(yīng)器為0.85，2 號(hào)反應(yīng)器為0.52，3 號(hào)反應(yīng)器為0. 54;在第二階段，1 號(hào)反應(yīng)器為0.89，2 號(hào)反應(yīng)器為0.77，3 號(hào)反應(yīng)器為0.63。這說明較高的污泥負(fù)荷可提供微生物充足的營養(yǎng)繁殖，使污泥中含有更多的微生物，增大了MLVSS/MLSS［17］，增加了污泥活性。在增加污泥負(fù)荷后，MLVSS/MLSS 分 別 上 升 了2. 30%、37. 50% 和16.67%。這說明在污泥負(fù)荷增加的過程中，3 個(gè)反應(yīng)器的污泥活性都得以增加，其中以2 號(hào)反應(yīng)器增加幅度最大。當(dāng)污泥負(fù)荷為0. 59 kg COD/kg MLSS·d 時(shí)，污泥活性得到明顯提高。1 號(hào)反應(yīng)器的污泥活性只有少量上升，說明當(dāng)污泥負(fù)荷為1.01 kg COD/kg MLSS·d 時(shí)，生物量所占比例基本達(dá)到最大值。3 號(hào)反應(yīng)器居中，當(dāng)污泥負(fù)荷為0.35 kg COD/kg MLSS·d 時(shí)，污泥活性提高效果低于2 號(hào)反應(yīng)器。

圖7 MLVSS/MLSS 的變化Fig.7 Changes of MLVSS/MLSS

2.2.2 污泥負(fù)荷與脫氫酶活性

2，3，5-氯化三苯基四氮唑(TTC)經(jīng)脫氫酶受氫后形成三苯基甲臜(TF)，呈紅色，因此通過測量TF 的濃度可以得到脫氫酶的活性。由表2 可知在試驗(yàn)第一階段，3 個(gè)反應(yīng)器的TF 平均濃度分別為392、144 和122 mg/L。試驗(yàn)進(jìn)入第二階段后，3 個(gè)反應(yīng)器的TF 平均濃度分別為286、92 和87 mg/L。與第一階段相比，第二階段的TF 濃度分別下降了27.04%(106 mg/L)、36.11%(52 mg/L)和28.69%(35 mg/L)。

表2 各反應(yīng)器內(nèi)脫氫酶活性的變化Tab.2 Changes of Dehydrogenase Activity in 3 Reactors

脫氫酶活性的不同和下降有3 方面的原因:(1)進(jìn)水CODCr越高，培養(yǎng)穩(wěn)定后的污泥脫氫酶活性就越強(qiáng)。(2)MLSS 對脫氫酶活性有很大影響，單位體積內(nèi)的微生物含量會(huì)隨著MLSS 的降低而減少，使得脫氫酶活性也隨之減少。(3)脫氫酶活性對溫度十分敏感，最適溫度為37 ℃左右。隨著溫度的升高，脫氫酶的反應(yīng)速度加大，其活性也隨之增大，第一階段時(shí)的平均溫度為33.72 ℃，第二階段時(shí)的平均溫度為28.29 ℃。

2.3 不同污泥負(fù)荷時(shí)處理后水質(zhì)的可生化性

選擇2 號(hào)反應(yīng)器進(jìn)行的污水可生化性變化研究，如表3 所示。在試驗(yàn)第一階段，當(dāng)污泥負(fù)荷為0.18 kg COD/kg MLSS·d 時(shí)，反應(yīng)器平均進(jìn)水BOD5/CODCr為0. 519，平 均 出 水BOD5/CODCr為0.667。

在試驗(yàn)第二階段，當(dāng)污泥負(fù)荷為0.59 kg COD/kg MLSS·d 時(shí)，反應(yīng)器平均進(jìn)水BOD5/CODCr為0.516，平均出水BOD5/CODCr為0.545。

表3 2 號(hào)反應(yīng)器污水可生化性變化情況Tab.3 Changes of Sewage Biodegradability in Reactor 2

由表3 可知綜合第一、第二階段，2 號(hào)反應(yīng)器的出水BOD5/CODCr總體高于進(jìn)水，但差異并不明顯。因?yàn)榕渌玫氖瞧咸烟牵瑹o難降解成分，可生化性較好。當(dāng)進(jìn)水CODCr為1 200 mg/L 左右時(shí)，UBF 在不同污泥層厚度條件下的出水可生化性都較好，可以保證后續(xù)好氧處理的順利進(jìn)行。

3 結(jié)論

(1)當(dāng)進(jìn)水CODCr為1 200 mg/L，HRT 為10 h，污泥負(fù)荷為0.59 kg COD/kg MLSS·d 時(shí)，UBF 對COD 的去除效果最佳，達(dá)80.14%。

(2)在污泥負(fù)荷達(dá)到1.01 kg COD/kg MLSS·d 之前，因污泥中微生物量所占比例隨著污泥負(fù)荷的增加而增加，污泥活性也隨之增加，MLVSS/MLSS可達(dá)0.89。排污會(huì)導(dǎo)致污泥濃度降低，微生物數(shù)量減少，從而使得污泥的脫氫酶活性降低。

(3)UBF 反應(yīng)器處理中低濃度污水時(shí)，在有效去除COD 的情況下，還能維持較高的出水BOD5/CODCr，有利于后續(xù)好氧處理。

［1］王文東，張小妮，王曉昌，等. 人工濕地處理農(nóng)村分散式污水的應(yīng)用［J］.凈水技術(shù)，2010，29(5):17-21，41.

［2］劉超翔，胡洪營，張建，等.不同深度人工復(fù)合生態(tài)床處理農(nóng)村生活污水的比較［J］.環(huán)境科學(xué)，2003，24(5):92-96.

［3］謝勝，洪宏，楊凱，等.農(nóng)村生活污水處理工程的工藝應(yīng)用探討［J］.凈水技術(shù)，2013，32(6):79-83.

［4］王煥升，王凱軍，崔志峰，等. 中國農(nóng)村地區(qū)生活污染調(diào)查及控制模式探討［J］.中國給水排水，2008，24(20):20-22，30.

［5］譚學(xué)軍，張惠鋒，張辰.農(nóng)村生活污水收集與處理技術(shù)現(xiàn)狀及進(jìn)展［J］.凈水技術(shù)，2011，30(2):5-9，13.

［6］蘇東輝，鄭正，王勇，等.農(nóng)村生活污水處理技術(shù)探討［J］. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù)，2005，28(1):79-81.

［7］嚴(yán)巖，孫宇飛，董正舉，等.美國農(nóng)村污水管理經(jīng)驗(yàn)及對我國的啟示［J］.環(huán)境保護(hù)，2008，15:65-67.

［8］卜全民.我國農(nóng)村污水處理模式與技術(shù)研究［J］. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué)，2011，(20):12261-12263.

［9］ GUIOT S，VAN DEN BERG L. Performance of an upflow anaerobic reactor combining a sludge blanket and a filter treating sugar waste［J］. Biotechnology and Bioengineering，1985，27(6):800-806.

［10］李英，董發(fā)開.UBF—混凝沉淀法處理啤酒廢水［J］. 福州大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版)，2003，43(1):120-123.

［11］吳根義，楊仁斌，顏智勇，等. 城市生活垃圾滲濾液處理工程實(shí)例［J］.中國給水排水，2006，22(18):58-60.

［12］鄭曉英，錢強(qiáng)，操家順，等.處理高濃度印染廢水的UBF 反應(yīng)器運(yùn)行參數(shù)研究［J］.環(huán)境污染與防治，2004，26(6):441-442.

［13］魏復(fù)盛，國家環(huán)境保護(hù)總局，水和廢水監(jiān)測分析方法編委會(huì).水和廢水監(jiān)測分析方法［M］.北京:中國環(huán)境科學(xué)出版社，2002.

［14］牛志卿，劉建榮，吳國慶. TTC-脫氫酶活性測定法的改進(jìn)［J］.微生物學(xué)通報(bào)，1994，21(1):59-61.

［15］梅琴.對硝基苯酚和有機(jī)負(fù)荷沖擊對UASB 反應(yīng)器中污泥活性和微生物群落的影響［D］.南京:南京農(nóng)業(yè)大學(xué)，2007.

［16］FANG H H，CHUI H. Maximum COD loading capacity in UASB reactors at 37 C［J］. Journal of Environmental Engineering，1993，119(1):103-119.

［17］韓豐波，呼世斌，馮貴穎，等. 污泥負(fù)荷對上流式厭氧污泥床中顆粒污泥快速形成的影響［J］.環(huán)境污染與防治，2008，30(1):44-47.