0 引 言
西北干旱半干旱地区农灌水资源匮乏，环境生态链结构简单、稳定性差，易受外界干扰。农业肥料的使用导致面源污染加剧[1-3]。目前，该地区污水处理都以达标排放为首要目标，多采用好氧联合工艺，既提高了处理成本，又浪费了污水中农作物生长所必需的氮磷元素[2]，且2005年发布的GB 18981—2002《农田灌溉水质标准》删除了凯氏氮和TP指标。因此，在需要农灌的区域可考虑低成本且能将污水回收利用的工艺，收集出水作为灌溉水源，在非农灌区域采用低成本的深度处理工艺以实现达标排放。
西北地区经济欠发达，农村污水处理技术的选择宜满足低基建费、低运行成本和低管理维护费，也要保证非农灌出水能够达标排放。目前单一污水处理工艺难以满足非农灌区域出水达标排放的要求，因此选择组合工艺以达到提升净化能力是一种可行的途径。鉴于低成本的污水自然处理系统，承受负荷能力有限，故将低成本的厌氧处理作为其前处理技术是一种理想的选择。
国内外学者对于厌氧折流板反应器(ABR)及其与其他工艺耦合的连续启动和运行进行了大量的研究[4-9]，但对ABR的改良主要是针对于折流板的异波设计，同时研究中多采用模拟的方式[10，11]。如王建芳等[12]增加ABR的第1隔室容积，将第6隔室调整为沉淀池；也有研究将ABR第1、2隔室改良设计成初沉池，后3隔室为主反应区，依然有着良好的水力条件、低运行成本和较强的抗冲击负荷能力等优点[13-15]。将改良ABR作为农村污水前处理工艺，既可去除污水中大部分的悬浮固体和有机物[16]，又能有效杀灭病原菌，保留的氮磷可提高农作物产量的同时降低了化肥用量[17]。此外，人工湿地已广泛应用于治理农业面源污染中[18-22]，通过低成本优势和天然自净能力的人工湿地的深度净化，再经过改良ABR前处理，降低了二级处理的能耗及运行成本。国内外研究发现，单独的水平流或垂直流人工湿地对于氮磷的去除效果不理想[23，24]。因此，为发挥两者的优势，将两者进行复合，以提高脱氮除磷能力和抗冲击负荷能力[25-28]，为解决非农灌区域污水达标排放难题提供参考。
1 材料与方法
1.1 试验装置与仪器
改良ABR试验装置见图1，尺寸为100 cm×20 cm×45 cm，有效容积为68.87 L，前2隔室为过渡区，后3隔室为反应区。二级处理为长0.9 m、宽0.4 m、高0.85 m的复合垂直流人工湿地(IVCW)和长0.85 m、宽0.4 m、高0.6 m的水平流人工湿地(HF)，并混种密度均为78株/m2的香蒲和芦苇，见图2。
1—排气孔；2—折流板；3—取样口；4—取泥口；5—污泥层；6—排泥口；7—保温海绵；8—电热毯；9—进水箱；10—加热器；11—温控仪；12—蠕动泵；13—流量计。
图1 改良ABR试验装置
Fig.1 Diagram of the improved ABR test device
图2 人工湿地系统示意
Fig.2 Schematic diagram of the artifical wetland system
1.2 试验分析方法
以校园生活污水为进水，研究在不同HRT、有机负荷、温度条件下改良ABR出水水质的变化情况，其出水在经过调节池进入人工湿地后，研究在不同水力负荷下人工湿地出水水质的变化情况。
原水水质参数为ρ(COD)=200～600 mg/L，ρ(TN)=50.97～67.73 mg/L，ρ(TP)=4.90～6.83 mg/L，ρ(SS)=120.57～140.32 mg/L，pH=7.67～7.81。
根据改良ABR试验结果并结合生活污水COD实际浓度，选出有机负荷Lv=0.27～0.31 kg/(m3·d)，HRT=36 h，T=26 ℃工况下的出水作为人工湿地的进水，水质参数为ρ(COD)=144.98～159.38 mg/L，ρ(TN)=52.45～57.94 mg/L，ρ(TP)=4.56～5.33 mg/L，ρ(NH3-N)=53.84～57.48 mg/L，ρ(SS)=18.57～30.00 mg/L。
根据《水和废水监测分析方法》(第4版)，主要指标检测方法为：COD采用快速密闭催化消解法；SS采用GB 11901—89《重量法》；氨氮采用HJ 535—2009《纳氏试剂分光光度法》；TN采用过硫酸钾氧化—紫外分光光度法；TP采用钼锑抗分光光度法。
2 结果与讨论
2.1 HRT对改良ABR去除效果的影响
HRT为36，24，12 h下，系统的水质变化见图3。进水平均ρ(COD)为255.78～287.34 mg/L，出水分别为117.48，110.61，122.24 mg/L，平均去除率为60.64%、56.57%、52.46%，随HRT缩短COD去除率降低，原因是HRT较长时微生物与有机物接触充分，水解酸化程度较高[26]。第1隔室去除率相对较高，主要是进水有机物浓度较高，厌氧微生物增殖较快[27，28]。后续隔室去除率随HRT的波动相对较小，原因可能是降低HRT使有机物在第1隔室未分解完全便流至后续隔室，维持了后续隔室的有机物浓度，但HRT=12 h时，HRT过短导致反应器出现死区而产生沟流和短流，系统整体去除率降低[29]。
HRT=36 h各隔室浓度；
HRT=12 h各隔室浓度；
HRT=24 h各隔室浓度；
—HRT=36 h各隔室去除率；
—HRT=24 h各隔室去除率；
—HRT=12 h各隔室去除率。
图3 不同HRT下系统水质变化
Fig.3 Water quality changes in the system with different HRT
ρ(SS)平均进水为120.57～132.29 mg/L，平均出水为12.85～18.00 mg/L，相应去除率为89.33%、87.59%、86.39%，SS去除率随HRT的缩短而降低，原因主要是较高的HRT有利于一些小分子的沉积，低HRT导致水力负荷升高而不利于SS的截留沉淀。HRT在36,24 h下，第3隔室去除率出现降低，可能是较高HRT使前2隔室承担了SS的主要去除任务。
进水ρ(TN)为65.85～70.51 mg/L，出水为53.03～64.54 mg/L，对应平均去除率为19.48%、8.47%、9.46%，TN的去除率低，这主要是因为厌氧条件使脱氮的硝化反应中缺少电子受体[30]，进水中的有机氮在氨化细菌的作用下少量转化为NH3-N，而厌氧环境阻碍了NH3-N进一步转化为
和
使得传统的硝化反硝化流程无法顺利进行。同时，微生物对氮的同化能力有限，导致TN去除率低。TN去除率偶尔出现负值，这可能是进水中的有机含氮化合物被分解转化为NH3-N[31]，且一些厌氧微生物通过自溶和内源呼吸也会释放出NH3-N的缘故[32]。
进水ρ(TP)为5.88～6.83 mg/L，出水为5.42～6.41 mg/L，对应平均去除率为11.86%、6.15%、7.82%，TP去除率低主要是厌氧环境导致传统聚磷菌的释磷、吸磷完整的流程受到限制，而厌氧微生物自身生长繁殖对磷的需求很少。TP去除率偶尔呈现负值，这可能是由于聚磷菌在厌氧条件下释放出部分磷，同时一些厌氧微生物通过自溶和内源呼吸也会释放出磷。
2.2 有机负荷对改良ABR去除效果的影响
HRT=36 h，调控Lv=0.13，0.27，0.40 kg/(m3·d)，ρ(COD)平均进水为200，400，600 mg/L，系统水质变化见图4。出水ρ(COD)平均为110.81，178.71，206.68 mg/L，对应平均去除率为46.89%、55.76%、65.49%，COD去除率随有机负荷的提高而上升，主要是通过向生活污水投加葡萄糖以提高有机负荷，而葡萄糖易于被微生物降解，且进水有机负荷提高的幅度较小，避免了有机酸过度积累对微生物的抑制作用，因此系统受到有机负荷冲击的影响较小，在较高有机负荷下，第1隔室厌氧微生物的增殖较快，故第1隔室去除率比较高。
Lv=0.13 kg/(m3·d)时浓度； Lv=0.27 kg/(m3·d)时浓度； Lv=0.40 kg/(m3·d)时浓度；—Lv=0.13 kg/(m3·d)时去除率；—Lv=0.27 kg/(m3·d)时去除率；—Lv=0.40 kg/(m3·d)时去除率。
图4 不同有机负荷下系统水质变化
Fig.4 Water quality changes in the system under different organic load
ρ(SS)平均进水为129.14～140.32 mg/L，出水为18.57～20.57 mg/L，对应平均去除率为84.51%、86.74、%、82.78%，随着有机负荷的升高，SS的去除率略微下降，这可能是厌氧微生物在生长和繁殖过程中优先利用葡萄糖，间接减少了对SS的降解，但SS的去除率整体较稳定，也减缓了后续人工湿地的堵塞。
进水ρ(TN)为50.97～67.73 mg/L，对应出水为64.02，47.67，56.75 mg/L，平均去除率为5.48%、6.47%、4.15%，随着有机负荷的提高，TN去除率先上升再下降，这主要是在一定范围内有机负荷的提高促进了厌氧微生物的生长和繁殖，导致其对TN的需求量增加，但其增幅是很有限的，超过同化所需，TN去除率又会下降。
进水ρ(TP)平均为4.58～5.76 mg/L，对应出水分别为5.65，4.06，4.4 mg/L，平均去除率为1.91%、11.35%、12.18%，随着有机负荷的提高，TP平均去除率上升，这主要是在一定范围内有机负荷的提高促进了厌氧微生物的生长和繁殖，导致其对磷的需求量增加。
2.3 温度对改良ABR去除效果的影响
HRT=36 h时，调控T为36，26，16 ℃，系统水质变化见图5。ρ(SS)进水为122.86～128.86 mg/L，对应出水平均浓度为18.57，24.57，30.00 mg/L，平均去除率分别为84.89%、80.93%、75.86%，SS的去除率随温度降低而降低，这主要是微生物的活性受到低温的影响，使其对污水中SS的吸附截留能力降低[33]，部分污泥可能出现轻微的解体导致絮状污泥增加，但SS去除率整体较稳定，减缓了后续人工湿地系统堵塞。
ρ(COD)平均进水为315.52～340.35 mg/L，平均Lv为0.31 kg/(m3·d)，对应出水平均浓度为144.98，158.89，159.38 mg/L，去除率为57.36%、50.35%、49.4%，COD的去除率随温度的降低出现较明显的下降，这主要是因为低温影响微生物的活性，在ABR中占优势的厌氧微生物大多是中温菌[34]，当温度低于微生物适宜的生长温度时，其生长代谢缓慢，进而影响厌氧消化，导致对COD的降解能力变弱。
T=36 ℃各隔室浓度； T=26 ℃各隔室浓度； T=16 ℃各隔室浓度；—T=36 ℃各隔室去除率；—T=26 ℃各隔室去除率；—T=16 ℃各隔室去除率。
图5 不同运行温度下系统水质变化
Fig.5 Water quality changes under different temperature
ρ(TN)进水为55.85～58.58 mg/L，对应出水为56.75，52.45，57.94 mg/L，去除率为5.72%、4.51%、3.63%，随着温度降低，TN的平均去除率下降，这主要是低温条件下，微生物的活性受到影响，部分微生物可能出现短暂的休眠，因此无法维持微生物对有机物的传递作用，进而对氮的同化作用减弱导致去除率下降，且低温可能使一些厌氧微生物产生内源呼吸而释放出NH3-N[32]，去除率偶尔出现负值。
ρ(TP)进水为4.9～5.71 mg/L，对应出水平均浓度为4.61，4.56，5.33 mg/L，去除率为7.80%、6.94%、6.65%，随着温度的降低，TP的去除率出现下降，这主要是低温条件下，微生物的活性降低，对磷的摄取也随之减少，且较低的温度下厌氧微生物可能出现内源呼吸而释放磷。
2.4 水力负荷对IVCW-HF中COD去除的影响
改良ABR出水作为人工湿地进水，由于进水调节池的影响，人工湿地的进水ρ(COD)略有波动，为120.15～166.81 mg/L，平均为132.49 mg/L。在进水水力负荷为0.15，0.25，0.35，0.45 m3/(m2·d)下，人工湿地的COD变化情况见图6。ρ(COD)平均出水分别为24.77，30.38，24.18，37.32 mg/L，总去除率为82.30%、78.47%、82.37%、74.24%。COD总去除率出现波动，这主要是由于在初期0.15 m3/(m2·d)的水力负荷下，COD的去除主要依赖人工湿地的填料截留、吸附作用；当水力负荷升至0.25 m3/(m2·d)时，COD去除率出现下降，原因是在一段时间后，填料上生长了微生物，同时其空隙逐渐缩小，使得微生物的降解逐渐成为去除COD的主导；在0.35 m3/(m2·d)的水力负荷下，微生物降解作用已成为COD去除的主要途径，因此COD的去除率又有所上升，可溶性COD的去除主要依赖于填料上的生物膜中微生物的降解[35]，以及植物的根系进行新陈代谢作用；当再次升高水力负荷至0.45 m3/(m2·d)时，过大的水力负荷使得湿地HRT缩短，COD来不及降解便流出系统，同时基质处于淹没状态，富氧受阻，植物根系缺氧，因此，COD的去除率又出现降低。
图6 不同水力负荷下COD变化
Fig.6 COD changes under different hydraulic loads
2.5 水力负荷对IVCW-HF中NH3-N去除的影响
人工湿地承接改良ABR的出水，其进水ρ(NH3-N)为36.20～61.07 mg/L，平均为44.29 mg/L，在调控进水水力负荷为0.15，0.25，0.35，0.45 m3/(m2·d)下，人工湿地的NH3-N变化情况见图7。NH3-N平均出水分别为8.88，2.12，2.10，4.30 mg/L，总去除率为77.84%、93.21%、95.55%、89.76%。随着水力负荷的升高，NH3-N去除率先上升再下降，这可能是初期系统填料空隙较大，对NH3-N起到吸附的作用，加之水力负荷较低，使得填料空隙的氧含量充足，硝化作用又去除一部分NH3-N。随着水力负荷升高至0.45 m3/(m2·d)，进水有机物浓度升高，充足的营养物质使异养细菌大量增殖，导致硝化细菌受到抑制，同时基质出现淹没状态，溶解氧含量降低，NH3-N的去除率随之下降[36]。
图7 不同水力负荷下NH3-N变化
Fig.7 Ammonia nitrogen changes under different hydraulic loads
2.6 水力负荷对IVCW-HF中TN去除的影响
人工湿地接改良ABR的出水，ρ(TN)为25.10～75.68 mg/L，平均为56.48 mg/L，在调控进水水力负荷为0.15，0.25，0.35，0.45 m3/(m2·d)下，人工湿地TN变化情况见图8。出水ρ(TN)平均分别为21.19，23.17，32.27，31.02 mg/L，总去除率为64.83%、60.31%、45.30%、40.74%。随着水力负荷升高，TN的去除率下降，这可能是由于前期植物根系和填料的吸附能力较强[37]，对TN的降解起到主要的作用，同时可以看出IVCW段对TN的降解优于HF段，因垂直流的复氧能力相对较强，同时在较小的水力负荷条件下，碳源等营养物质能够被微生物充分利用，脱氮微生物活性较高，硝化、反硝化反应较充分。在较高的水力负荷下，系统出现淹没情况，使系统溶解氧低，过短的HRT导致硝化和反硝菌的世代时间不足，硝化反硝化作用变弱，导致TN的去除率下降。
图8 不同水力负荷下TN变化
Fig.8 TN changes under different hydraulic loads
2.7 水力负荷对IVCW-HF中TP去除的影响
人工湿地接改良ABR的出水，ρ(TP)为2.19～7.95 mg/L，平均为5.32 mg/L，在进水水力负荷为0.15，0.25，0.35，0.45 m3/(m2·d)下，人工湿地TP变化情况见图9。出水ρ(TP)平均分别为1.48，1.05，1.27，1.60 mg/L，总去除率为88.20%、86.73%、87.40%、74.79%。随着水力负荷的升高，TP的总去除率呈先下降后升高再下降的趋势，原因是人工湿地对TP的去除主要是通过植物根系的吸收、生物膜微生物的同化和填料的吸附作用。在运行前期，比表面积大的废砖块填料对无机磷的吸附和离子共沉淀作用下，对TP的去除效果良好，随着时间的推移，填料吸附逐渐饱和，TP的去除率下降。此时，植物根系的吸收和生物膜微生物的同化对TP的去除开始发挥作用，TP的总去除率又出现上升，但过高的水力负荷下，系统被淹没出现厌氧，好氧时吸收的磷可能被释放，加之短的HRT使得污水的流速变大，可能导致吸附在植物和填料表面的磷被冲刷出[38]，因此，TP的去除率降低。
图9 不同的水力负荷下TP变化
Fig.9 TP changes under different hydraulic loads
3 结 论
1)在不同HRT下，改良ABR的出水COD和SS均能达到GB 18981—2002的要求，HRT对改良ABR的COD、SS的去除率影响较小。HRT=36 h下改变进水COD有机负荷浓度，在Lv=0.40 kg/(m3·d)条件下，出水平均ρ(COD)=206.68 mg/L，超出了农灌水质标准，但平均去除率为65.49%，说明系统抗冲击负荷性能较强。在HRT=36 h、Lv=0.31 kg/(m3·d)下改变温度，发现T=16 ℃出水最高，ρ(COD)、ρ(SS)分别为159.38，30.00 mg/L，满足GB 18981—2002，改良ABR系统属于完全厌氧系统，对氮、磷去除率整体较低。
2)兼顾实用性和经济性筛选改良ABR的最优工况，并以其出水为IVCW-HF系统的进水，随着水力负荷的增加，COD、TP及TN的出水率整体呈下降的趋势，在0.15，0.25 m3/(m2·d)水力负荷下，TN的去除率维持在60%以上，不同水力负荷下TP的去除率均>70%，人工湿地对氮、磷的去除起到主要的作用，在较高的水力负荷下，IVCW-HF系统的COD、NH3-N、TN及TP的出水平均浓度为30.38，2.12，23.17，1.00 mg/L，出水满足GB 18918—2002《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级B标准。
3)采用改良ABR+IVCW-HF系统处理农村生活污水，改良ABR有效去除进水中的COD、SS，同时降低了后续人工湿地的处理负荷，出水可农灌利用，而在非农灌地区，后续IVCW-HF系统可进一步去除氮、磷，两者起到了良好的协同处理的作用，IVCW-HF出水可达标排放。
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