徐越群 馮婧 馮博 何衛(wèi)衛(wèi)

摘 要：南水北調(diào)東線總干渠沿線農(nóng)村生活污水直排入河使部分流域水質(zhì)惡化，嚴重影響了生態(tài)環(huán)境。為此必須從源頭上對農(nóng)村生活污水采取經(jīng)濟可行的處理措施，針對厭氧反應(yīng)器因沼氣產(chǎn)量不足而導(dǎo)致內(nèi)循環(huán)不能正常進行的問題，采取強制內(nèi)循環(huán)反應(yīng)器，以氮氣為內(nèi)循環(huán)動力，以普通厭氧反應(yīng)器顆粒污泥為接種污泥，對生活污水進行處理。結(jié)果表明：強制內(nèi)循環(huán)厭氧反應(yīng)器對COD具有較高的去除率，反應(yīng)器中的混合液因強制內(nèi)循環(huán)的作用而使有機物降解更加充分;產(chǎn)酸菌的作用使反應(yīng)器對進水pH值具有中和作用，廢水pH值變化對處理效果影響較小。

關(guān)鍵詞：強制內(nèi)循環(huán);厭氧;污水;水處理

中圖分類號：X522;TV213.4 文獻標志碼：A

doi：10.3969/j.issn.1000-1379.2022.02.022

引用格式：徐越群，馮婧，馮博，等.強制內(nèi)循環(huán)厭氧反應(yīng)器對生活污水處理效果研究[J].人民黃河，2022，44（2）：112-115，120.

Abstract： The disorderly discharge of rural domestic sewage along the main canal of the South to North Water Diversion Project poses a serious threat to the water environment. High efficiency and low consumption sewage treatment technology has become an effective way to solve the increasingly serious rural domestic sewage problem. In view of the problem that the internal circulation of anaerobic reactor could not be carried out normally due to insufficient biogas production， the forced internal circulation reactor was adopted， nitrogen was used as the internal circulation power， and the granular sludge of ordinary anaerobic reactor was used as inoculated sludge to treat the domestic sewage. The results show that the forced internal circulation anaerobic reactor has higher removal rate of organic matter in wastewater and can operate stably;the decrease of organic matter concentration reduces the biological activity;some microorganisms are in the endogenous respiration period， so the particles become denser， the mechanical strength is better， and the sedimentation performance is better.

Key words： forced internal circulation;anaerobic;sewager;water treatment

南水北調(diào)工程對緩解我國北方地區(qū)水資源短缺和不斷惡化的生態(tài)環(huán)境具有極為重要的作用[1]，但是東線工程大部分是在原有湖泊和河道基礎(chǔ)上建設(shè)的[2-3]，總干渠沿線農(nóng)村生活污水處理設(shè)施建設(shè)不足，存在污水直排入河的現(xiàn)象，使水體環(huán)境面臨著氨氮超標、溶解氧降低、產(chǎn)生刺激性的腐臭味等問題[4-5]，嚴重影響了我國城鎮(zhèn)化的發(fā)展，因此必須采取切實可行的污水處理方法，從源頭上對相關(guān)流域進行有效保護，保障飲水安全。內(nèi)循環(huán)厭氧反應(yīng)器具有節(jié)省土地、節(jié)約投資、處理效率高等優(yōu)點[6-9]，在污水處理領(lǐng)域得到了廣泛運用。筆者以南水北調(diào)中線石家莊段干渠附近某村生活污水處理為例，研究內(nèi)循環(huán)厭氧反應(yīng)器對生活污水的處理能力。

1 試驗裝置及方法

1.1 試驗裝置

生活污水處理裝置見圖1，強制內(nèi)循環(huán)厭氧反應(yīng)器采用有機玻璃制成，呈圓柱狀，內(nèi)徑為14 cm、總高度為130 cm、污泥床反應(yīng)區(qū)高度為100 cm。反應(yīng)器頂部設(shè)置尺寸為20 cm×20 cm的集氣罩，反應(yīng)器底部設(shè)有布水器，頂部設(shè)有溢流裝置。在反應(yīng)器內(nèi)設(shè)有直徑為15 mm的泥水上升管和下降管。反應(yīng)器總?cè)莘e為14.0 L，有效容積為13.6 L，沿圓柱體高度方向均勻設(shè)置7個取樣口，從下向上依次為取樣口1、取樣2、…、取樣口7。試驗裝置主要由4部分組成：配水裝置、進出水管道、內(nèi)循環(huán)厭氧反應(yīng)器、氣體發(fā)生裝置。由于在運行初期容積負荷較小，產(chǎn)生的沼氣量較少，因此增加氮氣發(fā)生裝置，通過反應(yīng)器底部的空氣擴散裝置產(chǎn)生較大的氣泡，增加對混合液的攪拌作用，用于提供內(nèi)循環(huán)所需的氣體。該裝置不僅強化了傳質(zhì)作用，而且可以防止反應(yīng)器中厭氧顆粒污泥的沉淀和進水管道的堵塞。

所采水樣為消化池后污水，每隔1 d取樣1次，共取樣8次，對水質(zhì)進行測定。連續(xù)7 d的COD、TN、懸浮固體（SS）質(zhì)量濃度平均值分別為329.1、57.3、305.8 mg/L，pH值平均值為7.66，溫度平均值為17.6 ℃。

1.2 試驗方法

試驗過程分為兩個階段：第一階段為反應(yīng)器的快速啟動階段，共18 d，反應(yīng)器的初始進水COD質(zhì)量濃度為1 580 mg/L，流量為1.05 L/h，當去除率保持在60%以上時，將反應(yīng)器的容積負荷按20%的幅度逐步提高，當進水中合成廢水COD質(zhì)量濃度為4 130 mg/L時停止進水，直至出現(xiàn)不間斷的內(nèi)循環(huán);第二階段為處理生活污水階段，進水流量為1.2 L/h，共25 d，試驗開始后，每天相同時間取兩組水樣進行測定，取平均值進行計算。

強制內(nèi)循環(huán)厭氧反應(yīng)器使用前，取7 L污泥質(zhì)量濃度為14 300 mg/L的厭氧顆粒污泥作為接種污泥，并使其恢復(fù)活性，然后快速啟動反應(yīng)器。該過程中采用的是自制的高質(zhì)量濃度人工合成廢水，即在葡萄糖溶液中加入微生物活動所必需的微量元素，并以NaHCO3調(diào)節(jié)pH值，以維持反應(yīng)器內(nèi)合適的酸堿度。當出現(xiàn)連續(xù)的沼氣時表明內(nèi)循環(huán)啟動完成，在此期間顆粒污泥中的生物量逐步增加，廢水中懸浮固體（MLSS）質(zhì)量濃度最高為15 229 mg/L，每6 d測定一次揮發(fā)性固體（VSS）質(zhì)量濃度。試驗記錄表明：揮發(fā)性固體的含量第1 d為72.6%，第18 d達84.7%，說明顆粒污泥中的微生物量增加明顯，污水處理能力增強。

當反應(yīng)器快速啟動完成后，在反應(yīng)器中逐漸增加生活污水的比例，使強制內(nèi)循環(huán)厭氧反應(yīng)器中的厭氧顆粒污泥微生物菌群逐步適應(yīng)周圍環(huán)境。該階段每天按照10%的比例逐步減少人工配制廢水的體積，根據(jù)需要配水的總體積分別得到人工配制廢水和實際生活污水的體積，混合后加入微量元素，作為強制內(nèi)循環(huán)厭氧反應(yīng)器的進水。至第10 d，進水全部為實際生活污水時，停止加微量元素。試驗中重點觀察強制內(nèi)循環(huán)厭氧反應(yīng)器的運行情況、厭氧顆粒污泥物理性質(zhì)的變化和對有機物的去除與轉(zhuǎn)化能力，以及反應(yīng)器抗沖擊負荷能力。

1.3 檢測方法

pH值采用PHS-2C型酸度計測定，COD采用重鉻酸鉀法測定，TN采用紫外分光光度法測定，SS采用離心+濾紙過濾法測定。

2 結(jié)果與討論

2.1 顆粒污泥對有機物的去除

試驗結(jié)束后，反應(yīng)器中污泥仍然保持顆粒狀態(tài)，污泥中小顆粒數(shù)量明顯增多，污泥的MLSS平均值為14 827 mg/L，懸浮物中可發(fā)揮性懸浮物的比例從84.7%下降到試驗結(jié)束時的63.6%，表明厭氧顆粒中微生物量明顯下降。原因是，當進水全部改為實際生活污水后，有機污染物減少太多，可供微生物生命活動利用的有機污染物太少，生命力較弱的微生物大量死亡。

顆粒污泥對有機污染物的降解曲線見圖2。強制內(nèi)循環(huán)厭氧反應(yīng)器中厭氧顆粒污泥對實際生活污水的降解經(jīng)歷了兩個階段，即前10 d的有機物質(zhì)量濃度快速下降階段和后15 d的逐步適應(yīng)階段。為了減小反應(yīng)器遭受COD快速下降所帶來的沖擊，前10 d每天減少人工配制廢水的體積，使反應(yīng)器逐步適應(yīng)實際生活污水的水質(zhì)。由圖2可以看出，出水COD質(zhì)量濃度隨進水COD質(zhì)量濃度的降低而快速下降。當進水全部改為實際生活污水后的5 d內(nèi)，顆粒污泥繼續(xù)適應(yīng)實際生活污水的水質(zhì)，使得出水COD質(zhì)量濃度增大，隨后出水COD質(zhì)量濃度減小，此時反應(yīng)器已經(jīng)完全適應(yīng)進水水質(zhì)。

人工廢水與生活污水容積負荷與COD去除率關(guān)系見圖3。由圖3可知，開始運行后，強制內(nèi)循環(huán)厭氧反應(yīng)器處理人工廢水時容積負荷逐漸增大，在啟動后的13 d內(nèi)，容積負荷增長緩慢，說明反應(yīng)器抗容積負荷能力穩(wěn)步增大，此后5 d內(nèi)容積負荷增長較快，而COD去除率波動較小，說明厭氧反應(yīng)器運行較穩(wěn)定。厭氧反應(yīng)器在處理生活污水時，容積負荷和COD去除率變化曲線經(jīng)歷了兩個階段，容積負荷在前10 d幾乎直線下降，而后變化較小。與之相對應(yīng)，生活污水COD去除率經(jīng)歷了快速下降和緩慢提高兩個階段，反應(yīng)器中的厭氧顆粒污泥經(jīng)歷了從不適應(yīng)實際生活污水的水質(zhì)到逐步適應(yīng)的過程。在第20～24 d，COD去除率變化不大，說明反應(yīng)器已經(jīng)能夠穩(wěn)定運行。添加實際生活污水24 d后反應(yīng)器就能穩(wěn)定運行，COD去除率穩(wěn)定在78%左右，這與強制內(nèi)循環(huán)作用密不可分。原因是，進水COD質(zhì)量濃度較小時，沼氣的產(chǎn)氣量很少，反應(yīng)器中內(nèi)循環(huán)動力嚴重不足，依靠強制內(nèi)循環(huán)作用使得反應(yīng)器中的混合液不間斷循環(huán)，有機物降解更加充分，增強了COD的去除效果。

2.2 出水SS的變化

出水懸浮固體SS質(zhì)量濃度的變化曲線見圖4。SS質(zhì)量濃度的變化經(jīng)歷了快速下降和緩慢下降兩個階段。容積負荷較高時，產(chǎn)氣量大，強制內(nèi)循環(huán)的氣體需求量少，與強制內(nèi)循環(huán)相比，氣體很均勻，使得整個污泥床膨脹抬升，出水上清液中小顆粒較多，從而導(dǎo)致出水SS質(zhì)量濃度較高。隨著COD質(zhì)量濃度不斷下降，產(chǎn)氣量急劇減少，內(nèi)循環(huán)主要依靠外部氮氣來推動，通過空氣擴散裝置產(chǎn)生的氣泡相對于污泥自身產(chǎn)生的氣體不均勻，污泥膨脹現(xiàn)象有所收斂。另外，較低的有機物質(zhì)量濃度不足以滿足厭氧微生物代謝和增殖的需求，很多微生物處于內(nèi)源呼吸期，生物活性降低，厭氧顆粒變得更加密實，沉降性能更好，不容易被沖出系統(tǒng)外，因此與高容積負荷階段相比，出水SS質(zhì)量濃度有較大幅度的降低。

2.3 出水pH值的變化

進、出水pH值變化曲線見圖5。實際生活污水的pH值變化較大，為7.02～8.00，呈弱堿性。出水上清液的pH值總體來說略低于進水的pH值，在前期變化較大，進水全部改為城市生活污水后pH值變化幅度很小，這充分說明反應(yīng)器對進水pH值具有中和作用，這與產(chǎn)酸菌的活動是分不開的?？傮w來說，原水、上清液、出水的pH值變化基本不影響該系統(tǒng)的處理效果。

在污水的厭氧生物處理中，pH值是最重要的影響因素之一。在厭氧處理中導(dǎo)致酸化的水解細菌和產(chǎn)酸菌對酸堿度有廣泛的適應(yīng)性，大多數(shù)細菌在pH值為5.0～8.5的范圍內(nèi)生長良好。然而，對酸堿度敏感的產(chǎn)甲烷菌只能在pH值為6.8～7.8的范圍內(nèi)生長，因而強制內(nèi)循環(huán)厭氧反應(yīng)器內(nèi)合適的pH值是反應(yīng)器良性運行的前提。在兩個運行周期內(nèi)不同取樣口pH值變化曲線見圖6。在反應(yīng)器穩(wěn)定運行的第22、23 d，進水pH值分別為7.53、7.84（見圖5），在第1個取樣口pH值下降較快，分別為7.15和7.23（見圖6），原因是，反應(yīng)器底部厭氧污泥產(chǎn)生的大量有機酸中和了進水，使得pH值稍低。隨著樣口高度增加，有機酸減少，pH值升高，出水基本呈中性。

2.4 總氮質(zhì)量濃度的變化

以總氮的質(zhì)量濃度來反映微生物代謝情況?？偟|(zhì)量濃度的變化曲線見圖7，由圖7可以看出，進水總氮的質(zhì)量濃度變化較明顯，變化幅度較大，但是出水總氮質(zhì)量濃度總體上呈降低趨勢，并基本保持穩(wěn)定。微生物需要從進水中攝取氮元素來合成自身生命活動需要的氨基酸等物質(zhì)，故出水總氮質(zhì)量濃度總體上降低。

2.5 水力停留時間（HRT）的確定

在實際工程中，反應(yīng)器的容積己經(jīng)確定，水力停留時間的長短反映了反應(yīng)器處理能力的大小。停留時間越短，單位時間處理的廢水量越大。用較短的水力停留時間獲得理想的處理效果，能夠充分挖掘反應(yīng)器的處理能力，提高反應(yīng)器的處理效率。為了使反應(yīng)器達到最高的處理效率，采用逐步縮短水力停留時間的方法，考察顆粒污泥系統(tǒng)對COD的去除效果。試驗中共考察了3.0、2.5、2.0、1.5、1.0 h 5個停留時間段，每一時間段考察5 d。

不同水力停留時間條件下進、出水COD質(zhì)量濃度的變化曲線見圖8。出水的COD質(zhì)量濃度在水力停留時間為3.0、2.5、2.0 h時保持平穩(wěn)，1.5 h時出水COD質(zhì)量濃度有上升趨勢，在水力停留時間為1.0 h時出水水質(zhì)變差，出水COD質(zhì)量濃度急劇升高，去除率下降較快，出水濁度較高，臭味明顯。圖8 不同水力停留時間時進、出水COD質(zhì)量濃度變化曲線

從出水COD的去除率變化曲線（見圖9）可直觀看出，1.0 h的水力停留時間雖然處理量較大，但并不是最佳的停留時間，最佳水力停留時間為2.0～2.5 h。

3 結(jié) 論

普通內(nèi)循環(huán)厭氧反應(yīng)器在處理低質(zhì)量濃度廢水時，產(chǎn)氣量較小，反應(yīng)器中不能形成內(nèi)循環(huán)，上部污泥因反應(yīng)而吸收較少的有機物，下部污泥因與進水接觸而具有較高的有機物質(zhì)量濃度，這在一定程度上限制了反應(yīng)器中微生物的生化反應(yīng)速率。強制內(nèi)循環(huán)厭氧反應(yīng)器中加入循環(huán)氣體，增強了內(nèi)循環(huán)。反應(yīng)器高負荷區(qū)上部污泥通過內(nèi)部循環(huán)進入下部，使得整個高負荷區(qū)的污泥充分混合，污泥吸附有機物的量趨于一致，從而提高了微生物對有機物的去除效率。

強制內(nèi)循環(huán)厭氧反應(yīng)器中顆粒污泥處理生活污水經(jīng)歷了兩個階段，即有機物質(zhì)量濃度快速下降階段和逐步適應(yīng)階段。容積負荷和COD去除率的變化過程說明反應(yīng)器中的厭氧顆粒污泥系統(tǒng)經(jīng)歷了從不適應(yīng)實際生活污水的水質(zhì)到逐步適應(yīng)的過程。SS質(zhì)量濃度的變化經(jīng)歷了快速下降和緩慢下降兩個階段。容積負荷較高時，產(chǎn)氣量大，強制內(nèi)循環(huán)的氣體需求量少，出水SS質(zhì)量濃度較高。隨著COD含量的不斷下降，產(chǎn)氣量急劇減少，厭氧顆粒變得更加密實，沉降性能更好，出水SS有較大幅度的降低。合適的pH值是強制內(nèi)循環(huán)厭氧反應(yīng)器良好運行的前提，pH值沿著取樣口高度的增加而升高，出水基本呈中性。總氮的質(zhì)量濃度反映了微生物代謝情況，微生物從進水中攝取氮元素合成氨基酸等物質(zhì)，出水總氮質(zhì)量濃度明顯降低。采用保持進水質(zhì)量濃度不變，逐步縮短水力停留時間的方法確定最佳的水力停留時間為2.0～2.5 h。當進水水質(zhì)發(fā)生變化時，對處理效果的影響較明顯，當水質(zhì)由人工廢水改為生活污水時，COD質(zhì)量濃度下降，反應(yīng)器需要一定的時間適應(yīng)水質(zhì)的變化。

參考文獻：

[1] 孫玉君，李丹華.南水北調(diào)中線工程水源區(qū)水質(zhì)現(xiàn)狀分析[J].人民長江，2016，47（14）：15-18.

[2] 肖偉華，龐瑩瑩，張連會，等.南水北調(diào)東線工程突發(fā)性水環(huán)境風險管理研究[J].南水北調(diào)與水利科技，2010，8（5）：17-21.

[3] 趙然杭，陳超，李瑩芹，等.南水北調(diào)東線工程山東段突發(fā)事故風險評估[J].南水北調(diào)與水利科技，2017，15（4）：180-186.

[4] 吳輝明，雷曉輝，廖衛(wèi)紅，等.淮河干流突發(fā)性水污染事故預(yù)測模擬研究[J].人民黃河，2016，38（1）：75-78，84.

[5] 裴亮，梁晶，劉榮豪，等.南水北調(diào)中線工程MBR-AOP系統(tǒng)處理農(nóng)村生活污水的試驗研究[J].中國農(nóng)村水利水電，2013（6）：53-56.

[6] 李英杰，張振文，王亞萍，等.渭河關(guān)中段水污染狀況與防治對策[J].人民黃河，2015，37（6）：53-55，59.

[7] 胡超，邵希豪，晏波，等.內(nèi)循環(huán)厭氧反應(yīng)器設(shè)計問題的探討[J].工業(yè)水處理，2017，37（9）：5-9.

[8] 管錫珺，仇模凱，張明輝，等.IC反應(yīng)器處理水果罐頭廢水發(fā)生酸化及恢復(fù)措施[J].中國給水排水，2019，35（5）：78-81，87.

[9] LIU Yu， XU Hailou， YANG Shufang， et al. Mechanisms and Models for Anaerobic Granulation in Upflow Anaerobic Sludge Blanket Reactor[J]. Water Res.， 2003， 37（3）： 661-673.

【責任編輯 呂艷梅】