文 单，李旭东，史仁明，孙 鑫，凌 然，邱江平

(1. 上海交通大学农业与生物学院，上海 200240;2. 奉贤西部污水处理厂，上海 201424)

村镇生活污水是造成农村水环境污染的原因之一，是面源污染的主要来源和造成湖泊富营养化的重要因素［1-6］。据统计我国农村年产生活污水超过80 亿t［7］，而目前常见的农村污水处理工艺主要有人工湿地、生物滴滤池、快速渗滤系统、氧化塘、土壤渗滤系统和简单厌氧处理等［8］。这些技术处理单纯的农村生活污水表现尚可，但对人畜混居，卫生条件较差，牲畜粪便随意排放的废水，传统的农村污水处理技术工艺难以应付。加之地表降雨径流和作坊式企业废水等，导致这些地区的污水大多为混合污水，其CODCr为1 000 ～2 000 mg/L，因此需要在其前端设置预处理系统以保障达标排放。

UBF 反应器又称上流式厌氧复合床，是加拿大Guiot 于1984 年在UASB 和AF 的基础上开发的新型复合厌氧反应器［9］。上部是附着生物膜填料的填料层，下部是高浓度的污泥床。UBF 反应器积累微生物的能力大大增加，有机负荷更高，处理效果更好;启动速度快，处理率高，运行稳定，对容积负荷、温度、pH 的波动有较好的承受能力。目前UBF 广泛应用于高浓度废水处理，如啤酒废水［10］、垃圾渗滤液［11］和工业废水［12］等，而对中低浓度污水的处理研究较少。本研究的目的在于考察不同污泥负荷条件下UBF 反应器对含有生活污水、养殖废水和降雨地表径流等的综合废水的处理性能，以期为该类废水的有效处理提供预处理依据与参考。

1 材料与方法

1.1 试验水质与污泥

试验用水采用模拟废水，CODCr∶N∶P =200∶5∶1，配方如表1 所示。

表1 试验用水配方Tab.1 Influent Formula of UBF

接种污泥取自上海奉贤西部污水处理厂的综合厌氧池，经一天沉淀后装于反应器内。污泥初始悬浮固体浓度(MLSS)为10 g/L，可挥发性固体浓度(MLVSS)为6 g/L。

1.2 试验装置及流程

采用3 台相同的UBF 反应器(编号分别为1、2、3 号)，材质为有机玻璃，每台反应器高为1.5 m、直径为0. 2 m、有效容积为47 L。污泥区高度为0.7 m，填料区高度为0.4 m，填料为尼龙弹性填料。进出水水管和取样管直径均为16 mm，蠕动泵采用Longerpump 品牌WT600-2J 型号。试验装置如图1所示。

图1 UBF 反应器装置图Fig.1 Schematic Diagram of UBF Reactor

3 台反应器均在常温下运行，水力负荷相同，水力停留时间(HRT)为10 h。启动前期统一进水CODCr为600 mg/L，容积负荷均为1.44 kg COD/m3·d。启动后期提高1 号、2 号反应器的进水CODCr分别为1 600 ～2 000、1 000 ～1 400 mg/L;3 号保持不变。各反应器容积负荷分别约4.32、2.88、1.44 kg COD/m3·d。整个启动期耗时97 d(4 月2 日～7 月8 日)。试验分为两个阶段:第一阶段(7 月9 日～7 月31 日)污泥层厚度为60 cm;随后改变污泥层厚度(8 月1 日～8 月20 日)为30 cm，通过改变污泥层厚度来改变污泥负荷，稳定后进入第二阶段(8 月21 日～9 月12 日)。

1.3 试验评价指标和分析方法

CODCr、BOD5、MLSS 和MLVSS 均采用国家标准方法测定［13］，脱氢酶活性采用TTC-脱氢酶活性测定法［14］。

2 结果与讨论

2.1 污泥负荷对COD 去除的影响

试验期间1 号、2 号、3 号反应器的COD 去除效果如图2、图3 和图4 所示。由图2、图3 和图4 可知在第一阶段1 号反应器平均进水CODCr为1 800 mg/L、污泥负荷为0.47 kg COD/kg MLSS·d;2 号反应器平均进水CODCr为1 200 mg/L，污泥负荷为0.18 kg COD/kg MLSS·d;3 号反应器平均进水CODCr为600 mg/L，污泥负荷为0. 11 kg COD/kg MLSS·d。COD 的平均去除率分别达到43.47%、73.70%和77.63%。

试验进入第二阶段，污泥厚度减少为30 cm，污泥负荷提高。1 号反应器的污泥负荷达1.01 kg COD/kg MLSS·d，2 号反应器污泥负荷达0.59 kg COD/kg MLSS·d，3 号反应器污泥负荷达0.35 kg COD/kg MLSS·d。稳定后3 个反应器COD 的平均去除率分别为29. 61%、80.14%和81.60%。

1 号反应器在第二阶段的COD 去除率与第一阶段相比下降了31. 88%，说明污泥负荷为1.01 kg COD/kg MLSS·d 时已经超过了反应器里微生物的处理极限并产生了一定的抑制作用［15，16］。2 号、3 号反应器的COD 去除率在两个阶段均明显高于1 号反应器，且COD 去除率在污泥负荷提升后有小幅提高。说明在两种污泥厚度下，当HRT 为10 h 时，进水CODCr为600 ～1 200 mg/L 时，污染物去除率最理想。综合考虑进水CODCr、污泥负荷和去除效果，当进水CODCr为1 200 mg/L、污泥负荷为0.59 kg COD/kg MLSS·d时，去除效果最佳。

图2 1 号反应器COD 去除效果Fig.2 COD Removal Effect of Reactor 1

图3 2 号反应器COD 去除效果Fig.3 COD Removal Effect of Reactor 2

图4 3 号反应器COD 去除效果Fig.4 COD Removal Effect of Reactor 3

2.2 污泥负荷与污泥活性

2.2.1 污泥负荷对MLSS 与MLVSS 的影响

图5、图6 为试验第一阶段各反应器的平均MLSS 含量与MLVSS 含量。1 号反应器其值分别为22.93、19.28 g/L;2 号反应器其值分别为44. 02、21. 56 g/L;3 号 反 应 器 其 值 分 别 为31.58、16.96 g/L。

在试验第二阶段，1 号反应器的平均MLSS 含量与平均MLVSS 含量分别为21.30、19.01 g/L;2 号反应器其值分别为24.20、18.54 g/L;3 号反应器其值分别为20.34、12.75 g/L。

图5 悬浮固体浓度的变化Fig.5 Changes of MLSS

图6 挥发性固体浓度的变化Fig.6 Changes of MLVSS

在污泥负荷提高后，MLSS 分别下降了7.11%、39.53% 和35. 59%;MLVSS 分别下降了1. 40%、14.00%和24.82%。由图可知悬浮固体浓度与挥发性固体浓度都有所下降，MLSS 的下降比率大于MLVSS。1 号反应器的下降比率最小，通过观察发现，1 号反应器内形成数量较多的污泥颗粒，污泥整体具有良好的沉降性，在排出底泥后污泥浓度降幅不大，而2 号和3 号反应器内只有少量污泥颗粒出现。

图7 为各反应器的MLVSS/MLSS 平均值。在第一阶段，1 号反应器为0.85，2 号反应器为0.52，3 号反应器为0. 54;在第二阶段，1 号反应器为0.89，2 号反应器为0.77，3 号反应器为0.63。这说明较高的污泥负荷可提供微生物充足的营养繁殖，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。在增加污泥负荷后，MLVSS/MLSS 分 别 上 升 了2. 30%、37. 50% 和16.67%。这说明在污泥负荷增加的过程中，3 个反应器的污泥活性都得以增加，其中以2 号反应器增加幅度最大。当污泥负荷为0. 59 kg COD/kg MLSS·d 时，污泥活性得到明显提高。1 号反应器的污泥活性只有少量上升，说明当污泥负荷为1.01 kg COD/kg MLSS·d 时，生物量所占比例基本达到最大值。3 号反应器居中，当污泥负荷为0.35 kg COD/kg MLSS·d 时，污泥活性提高效果低于2 号反应器。

图7 MLVSS/MLSS 的变化Fig.7 Changes of MLVSS/MLSS

2.2.2 污泥负荷与脱氢酶活性

2，3，5-氯化三苯基四氮唑(TTC)经脱氢酶受氢后形成三苯基甲臜(TF)，呈红色，因此通过测量TF 的浓度可以得到脱氢酶的活性。由表2 可知在试验第一阶段，3 个反应器的TF 平均浓度分别为392、144 和122 mg/L。试验进入第二阶段后，3 个反应器的TF 平均浓度分别为286、92 和87 mg/L。与第一阶段相比，第二阶段的TF 浓度分别下降了27.04%(106 mg/L)、36.11%(52 mg/L)和28.69%(35 mg/L)。

表2 各反应器内脱氢酶活性的变化Tab.2 Changes of Dehydrogenase Activity in 3 Reactors

脱氢酶活性的不同和下降有3 方面的原因:(1)进水CODCr越高，培养稳定后的污泥脱氢酶活性就越强。(2)MLSS 对脱氢酶活性有很大影响，单位体积内的微生物含量会随着MLSS 的降低而减少，使得脱氢酶活性也随之减少。(3)脱氢酶活性对温度十分敏感，最适温度为37 ℃左右。随着温度的升高，脱氢酶的反应速度加大，其活性也随之增大，第一阶段时的平均温度为33.72 ℃，第二阶段时的平均温度为28.29 ℃。

2.3 不同污泥负荷时处理后水质的可生化性

选择2 号反应器进行的污水可生化性变化研究，如表3 所示。在试验第一阶段，当污泥负荷为0.18 kg COD/kg MLSS·d 时，反应器平均进水BOD5/CODCr为0. 519，平 均 出 水BOD5/CODCr为0.667。

在试验第二阶段，当污泥负荷为0.59 kg COD/kg MLSS·d 时，反应器平均进水BOD5/CODCr为0.516，平均出水BOD5/CODCr为0.545。

表3 2 号反应器污水可生化性变化情况Tab.3 Changes of Sewage Biodegradability in Reactor 2

由表3 可知综合第一、第二阶段，2 号反应器的出水BOD5/CODCr总体高于进水，但差异并不明显。因为配水用的是葡萄糖，无难降解成分，可生化性较好。当进水CODCr为1 200 mg/L 左右时，UBF 在不同污泥层厚度条件下的出水可生化性都较好，可以保证后续好氧处理的顺利进行。

3 结论

(1)当进水CODCr为1 200 mg/L，HRT 为10 h，污泥负荷为0.59 kg COD/kg MLSS·d 时，UBF 对COD 的去除效果最佳，达80.14%。

(2)在污泥负荷达到1.01 kg COD/kg MLSS·d 之前，因污泥中微生物量所占比例随着污泥负荷的增加而增加，污泥活性也随之增加，MLVSS/MLSS可达0.89。排污会导致污泥浓度降低，微生物数量减少，从而使得污泥的脱氢酶活性降低。

(3)UBF 反应器处理中低浓度污水时，在有效去除COD 的情况下，还能维持较高的出水BOD5/CODCr，有利于后续好氧处理。

［1］王文东，张小妮，王晓昌，等. 人工湿地处理农村分散式污水的应用［J］.净水技术，2010，29(5):17-21，41.

［2］刘超翔，胡洪营，张建，等.不同深度人工复合生态床处理农村生活污水的比较［J］.环境科学，2003，24(5):92-96.

［3］谢胜，洪宏，杨凯，等.农村生活污水处理工程的工艺应用探讨［J］.净水技术，2013，32(6):79-83.

［4］王焕升，王凯军，崔志峰，等. 中国农村地区生活污染调查及控制模式探讨［J］.中国给水排水，2008，24(20):20-22，30.

［5］谭学军，张惠锋，张辰.农村生活污水收集与处理技术现状及进展［J］.净水技术，2011，30(2):5-9，13.

［6］苏东辉，郑正，王勇，等.农村生活污水处理技术探讨［J］. 环境科学与技术，2005，28(1):79-81.

［7］严岩，孙宇飞，董正举，等.美国农村污水管理经验及对我国的启示［J］.环境保护，2008，15:65-67.

［8］卜全民.我国农村污水处理模式与技术研究［J］. 安徽农业科学，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，董发开.UBF—混凝沉淀法处理啤酒废水［J］. 福州大学学报(自然科学版)，2003，43(1):120-123.

［11］吴根义，杨仁斌，颜智勇，等. 城市生活垃圾渗滤液处理工程实例［J］.中国给水排水，2006，22(18):58-60.

［12］郑晓英，钱强，操家顺，等.处理高浓度印染废水的UBF 反应器运行参数研究［J］.环境污染与防治，2004，26(6):441-442.

［13］魏复盛，国家环境保护总局，水和废水监测分析方法编委会.水和废水监测分析方法［M］.北京:中国环境科学出版社，2002.

［14］牛志卿，刘建荣，吴国庆. TTC-脱氢酶活性测定法的改进［J］.微生物学通报，1994，21(1):59-61.

［15］梅琴.对硝基苯酚和有机负荷冲击对UASB 反应器中污泥活性和微生物群落的影响［D］.南京:南京农业大学，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］韩丰波，呼世斌，冯贵颖，等. 污泥负荷对上流式厌氧污泥床中颗粒污泥快速形成的影响［J］.环境污染与防治，2008，30(1):44-47.