污泥負荷對UBF 處理農村污水的影響

文 單，李旭東，史仁明，孫 鑫，凌 然，邱江平

(1. 上海交通大學農業(yè)與生物學院，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)計我國農村年產生活污水超過80 億t［7］，而目前常見的農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］。這些技術處理單純的農村生活污水表現(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)的農村污水處理技術工藝難以應付。加之地表降雨徑流和作坊式企業(yè)廢水等，導致這些地區(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置預處理系統(tǒng)以保障達標排放。

UBF 反應器又稱上流式厭氧復合床，是加拿大Guiot 于1984 年在UASB 和AF 的基礎上開發(fā)的新型復合厭氧反應器［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 反應器積累微生物的能力大大增加，有機負荷更高，處理效果更好;啟動速度快，處理率高，運行穩(wěn)定，對容積負荷、溫度、pH 的波動有較好的承受能力。目前UBF 廣泛應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荷條件下UBF 反應器對含有生活污水、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處理依據(jù)與參考。

1 材料與方法

1.1 試驗水質與污泥

試驗用水采用模擬廢水，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，經一天沉淀后裝于反應器內。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 試驗裝置及流程

采用3 臺相同的UBF 反應器(編號分別為1、2、3 號)，材質為有機玻璃，每臺反應器高為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。進出水水管和取樣管直徑均為16 mm，蠕動泵采用Longerpump 品牌WT600-2J 型號。試驗裝置如圖1所示。

圖1 UBF 反應器裝置圖Fig.1 Schematic Diagram of UBF Reactor

3 臺反應器均在常溫下運行，水力負荷相同，水力停留時間(HRT)為10 h。啟動前期統(tǒng)一進水CODCr為600 mg/L，容積負荷均為1.44 kg COD/m3·d。啟動后期提高1 號、2 號反應器的進水CODCr分別為1 600 ～2 000、1 000 ～1 400 mg/L;3 號保持不變。各反應器容積負荷分別約4.32、2.88、1.44 kg COD/m3·d。整個啟動期耗時97 d(4 月2 日～7 月8 日)。試驗分為兩個階段: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荷，穩(wěn)定后進入第二階段(8 月21 日～9 月12 日)。

1.3 試驗評價指標和分析方法

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

2 結果與討論

2.1 污泥負荷對COD 去除的影響

試驗期間1 號、2 號、3 號反應器的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 號反應器平均進水CODCr為1 800 mg/L、污泥負荷為0.47 kg COD/kg MLSS·d;2 號反應器平均進水CODCr為1 200 mg/L，污泥負荷為0.18 kg COD/kg MLSS·d;3 號反應器平均進水CODCr為600 mg/L，污泥負荷為0. 11 kg COD/kg MLSS·d。COD 的平均去除率分別達到43.47%、73.70%和77.63%。

試驗進入第二階段，污泥厚度減少為30 cm，污泥負荷提高。1 號反應器的污泥負荷達1.01 kg COD/kg MLSS·d，2 號反應器污泥負荷達0.59 kg COD/kg MLSS·d，3 號反應器污泥負荷達0.35 kg COD/kg MLSS·d。穩(wěn)定后3 個反應器COD 的平均去除率分別為29. 61%、80.14%和81.60%。

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

圖2 1 號反應器COD 去除效果Fig.2 COD Removal Effect of Reactor 1

圖3 2 號反應器COD 去除效果Fig.3 COD Removal Effect of Reactor 2

圖4 3 號反應器COD 去除效果Fig.4 COD Removal Effect of Reactor 3

2.2 污泥負荷與污泥活性

2.2.1 污泥負荷對MLSS 與MLVSS 的影響

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

在試驗第二階段，1 號反應器的平均MLSS 含量與平均MLVSS 含量分別為21.30、19.01 g/L;2 號反應器其值分別為24.20、18.54 g/L;3 號反應器其值分別為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 號反應器的下降比率最小，通過觀察發(fā)現(xiàn)，1 號反應器內形成數(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 號和3 號反應器內只有少量污泥顆粒出現(xiàn)。

圖7 為各反應器的MLVSS/MLSS 平均值。在第一階段，1 號反應器為0.85，2 號反應器為0.52，3 號反應器為0. 54;在第二階段，1 號反應器為0.89，2 號反應器為0.77，3 號反應器為0.63。這說明較高的污泥負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。在增加污泥負荷后，MLVSS/MLSS 分 別 上 升 了2. 30%、37. 50% 和16.67%。這說明在污泥負荷增加的過程中，3 個反應器的污泥活性都得以增加，其中以2 號反應器增加幅度最大。當污泥負荷為0. 59 kg COD/kg MLSS·d 時，污泥活性得到明顯提高。1 號反應器的污泥活性只有少量上升，說明當污泥負荷為1.01 kg COD/kg MLSS·d 時，生物量所占比例基本達到最大值。3 號反應器居中，當污泥負荷為0.35 kg COD/kg MLSS·d 時，污泥活性提高效果低于2 號反應器。

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

2.2.2 污泥負荷與脫氫酶活性

2，3，5-氯化三苯基四氮唑(TTC)經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 可知在試驗第一階段，3 個反應器的TF 平均濃度分別為392、144 和122 mg/L。試驗進入第二階段后，3 個反應器的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 各反應器內脫氫酶活性的變化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)進水CODCr越高，培養(yǎng)穩(wěn)定后的污泥脫氫酶活性就越強。(2)MLSS 對脫氫酶活性有很大影響，單位體積內的微生物含量會隨著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，脫氫酶的反應速度加大，其活性也隨之增大，第一階段時的平均溫度為33.72 ℃，第二階段時的平均溫度為28.29 ℃。

2.3 不同污泥負荷時處理后水質的可生化性

選擇2 號反應器進行的污水可生化性變化研究，如表3 所示。在試驗第一階段，當污泥負荷為0.18 kg COD/kg MLSS·d 時，反應器平均進水BOD5/CODCr為0. 519，平 均 出 水BOD5/CODCr為0.667。

在試驗第二階段，當污泥負荷為0.59 kg COD/kg MLSS·d 時，反應器平均進水BOD5/CODCr為0.516，平均出水BOD5/CODCr為0.545。

表3 2 號反應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 號反應器的出水BOD5/CODCr總體高于進水，但差異并不明顯。因為配水用的是葡萄糖，無難降解成分，可生化性較好。當進水CODCr為1 200 mg/L 左右時，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)好氧處理的順利進行。

3 結論

(1)當進水CODCr為1 200 mg/L，HRT 為10 h，污泥負荷為0.59 kg COD/kg MLSS·d 時，UBF 對COD 的去除效果最佳，達80.14%。

(2)在污泥負荷達到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荷的增加而增加，污泥活性也隨之增加，MLVSS/MLSS可達0.89。排污會導致污泥濃度降低，微生物數(shù)量減少，從而使得污泥的脫氫酶活性降低。

(3)UBF 反應器處理中低濃度污水時，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。

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