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生物滤床对净化槽处理生活污水水质的影响 王昶王智成刘楠贾青竹李桂菊 天津科技大学海洋科学与工程系， 天津 300457 摘要 构建了适合于家庭分散式小型多功能一体化生活污水净化槽， 通过逐步在净化槽内添加好氧、 厌氧生物滤床， 测 定了各区 COD 和氨氮的变化， 研究了生物滤床对净化槽污水净化效果的影响。实验结果表明 随着净化槽各区生物 滤床的加入， 抗冲击性能逐步增强， 处理效果明显提高， 当各区都加入填料且运行稳定时， 出水 ρ COD 和 ρ 氨氮 的 平均值分别为 37. 8 mg/L 和 9. 64 mg/L， 优于国家一级排放标准。 关键词 生活污水; 净化槽; 生物滤床 INFLUENCE OF BIO- FILTER BED ON DOMESTIC SEWAGE TREATMENT IN PURIFYING TANK Wang ChangWang ZhichengLiu NanJia QingzhuLi Guiju College of Marine Science ＆ Engineering，Tianjin University of Science ＆ Technology，Tianjin 300457，China AbstractA compact purifying tank process was developed being suit for treatment of the domestic sewage. The influence of domestic sewage treatment in the different zones of the domestic sewage purifying tank is studied by putting bio-filter bed into each zone step by step. Stable effluent quality and good resistance to shock-loading are showed from the purifying tank as the bio-filter beds are added in the aerobic zone and two anaerobic zones successively，which achieves better effect of treatment. The average effluent value of COD and NH3-N are 37. 8 mg/L and 9. 64 mg/L，respectively，which is better than the national primary standard. Keywordsdomestic sewage;purifying tank;bio-filter bed 0引言 当前农村污水造成的环境污染不仅是农村水源 地潜在的安全隐患， 还会加剧淡水资源的危机， 使耕 地灌溉得不到有效保障， 危害农民的生存发展 ［ 1］。 因此， 研发与应用适合于广大农村地区分散式生活污 水处理的小型高效净化槽很有必要。小型污水净化 槽作为分散处理的集成技术已经成为国内外生活污 水处理的一种新理念 ［ 2- 4］。 本研究开发构建了分散式小型多功能一体化生 活污水净化槽， 研究了生物滤床填充的不同层次对各 区出水水质处理效果的影响， 详细地调查了生物滤床 作用下各区出水 COD、 BOD5、 浊度、 NH3-N 等变化， 为 净化槽的设计和推广应用提供参考。 1实验部分 1. 1实验装置与工艺流程 本实验所用净化槽为自行设计开发， 由有机玻璃 制作而成。实验装置如图 1 所示， 主要采用 2 个厌氧 生物滤床反应器和 1 个好氧生物滤床反应器的一体 化技术。厌氧部分利用静压差实现平推流自流模式， 抑制了高浓度厌氧污水返混到低浓度区。两级厌氧 在先， 一级好氧在后， 形成低能耗操作， 减少好氧区的 负荷， 使好氧区的污染物浓度相对较低且稳定， 曝气 搅拌实现全混流， 使好氧区的微生物在稳定条件下降 解污染物。为了节省空间、 材质和能耗， 采用空间一 体化技术， 使厌氧区、 好氧区、 沉淀区以及消毒区连为 一体， 两区共用一壁。生活污水靠液位差实现自然流 动。以上两个主要技术的结合构建了分散式生活污 水处理净化槽 ［ 5- 6］。 1. 2实验方法 实验装置按照 5 人家庭生活污水排放量 1 t/d 设 计， 实验用小型净化槽为实际体积的 1 /132。本实验 采用连续进水方式， 每天进水量为 7. 5L。选用了二 种不同规格的多孔波纹板， 一种是波纹较细， 单位体 积表面积为 70 m2/m3， 作为厌氧滤床填料， 所占体积 81 环境工程 2010 年 8 月第 28 卷第 4 期 图 1生活污水一体化净化槽实验装置 分别为一级厌氧和二级厌氧槽体积的 40 和 60 ， 另一种是波纹较粗， 单位体积表面积为 40 m2/m3 ， 作 为好氧滤床填料， 占好氧槽体积的 40 。填料挂膜 之前， 经表面活性剂全面清洗， 去除油垢后交叉叠合 捆扎一体分别进行厌氧和好氧挂膜。实验水温为 18. 5 ～ 20. 5℃ ， 好氧区曝气量控制在最佳曝气量， 即 3. 28 m3/ m3h ［ 7］。取样分别从一级厌氧出口， 二 级厌氧出口， 好氧区底部以及净化槽的出口， 各指标 均采用标准方法测定 ［ 8］。 1. 3实验水质 实验用水采用天津科技大学泰达校区学生生活 区生活污水。生活污水平均水质指标如表 1 所示。 表 1生活污水主要水质参数 项目 ρ COD/ mgL －1 ρ BOD5/ mgL －1 浊度 / NTU pH ρ NH 4 -N/ mgL － 1 水温 / ℃ ρ NO － 3 -N/ mgL － 1 水质指标392. 8277. 9163. 07. 3639. 418. 53. 68 样本数 /个201020820208 2结果与讨论 2. 1无生物滤床条件下出水水质的变化 为了研究生物滤床对净化槽污水处理效率的影 响， 首先对无生物滤床， 单纯物理流动过程下污水净 化的变化情况。起初在各区中加满清水， 模拟实际净 化槽启动状态， 仅利用原水中的微生物培养， 考察家 庭生活污水逐渐降解的变化规律以及自身启动生化 处理的可能性， 观察出水水质， 定期测定原水、 净化槽 厌氧一区、 厌氧二区、 好氧区以及出水的 ρ COD 、 ρ NH3-N 及去除率， 测定结果见图 2 和图 3。 由图 2 可知， 从启动开始， 各项被测指标的去除 效果在 1 周左右趋于稳定， 去除率曲线也在 1 周左右 趋于平缓， 故图 2 中 COD 去除率曲线在 7 d 后开始。 图 2无生物滤床条件下各区污水 ρ COD 变化及去除率 图 3无生物滤床条件下各区污水 ρ NH 3-N 变化及去除率 由图 2 可知， 污水连续进入净化槽后， 由于初始 槽内为清水， 所以各区中的 COD 含量随时间逐渐增 加， 但一周后趋于稳定， 根据污水中悬浮物的沉降以 及微生物的降解特性， 在未添加生物滤床情况下， 各 区出水 COD 会依次减小。但由于无生物滤床的存 在， 各区活性微生物的浓度极为有限， 并且在槽中的 分布因微生物胶体沉降而不同， 槽中的有效体积利用 率较低， 引起出水 COD 含量仍然偏高， 且出水 COD 数值波 动 较 大。即 使 经 过 一 个 月 的 时 间， 出 水 的 COD 也无法达到国家排放标准。经过两级厌氧区， 厌氧二区出水 ρ COD 平均减小至 216 mg/L， 去除率 仅为 46. 9 左右， 再经过好氧区极少量微生物的降 解， 出水依然平均在 106 mg/L 左右， 去除率平均为 73. 1 左右。 由图 3 可知， 在未添加生物滤床情况下， 两级厌 氧槽中， 由于厌氧微生物的脱氨基作用将有机态氮转 化为氨氮， 两级厌氧槽中氨氮浓度比原水中 NH3-N 浓度有所升高。污水经过好氧区后， 好氧区的硝化细 菌将 NH3-N 转化成为亚硝酸盐和硝酸盐， NH3 -N 数 值下降相对比较明显。但是由于各区活性微生物的 浓度极为有限， 并且在槽中的分布因微生物胶体沉降 而不同， 槽中的有效体积利用率较低， 出水 NH3-N 数 值较不稳定， 有时甚至高于好氧区 NH3-N 的数值， 这 91 环境工程 2010 年 8 月第 28 卷第 4 期 是因为好氧区只曝气对污水进行混流处理， 致使好氧 区污水中的颗粒物质不能很好的沉淀， 一些有机物随 污水进入沉淀区。在无生物滤床、 连续进水情况下， 出水的 ρ NH3-N 仅降至 29. 6 mg/L 左右， 去除率平 均约为 32. 3 ， 出口水质未能达到国家排放标准。 由此可见， 单纯依靠厌氧区的平推流以及好氧区 全混流模式对污水进行单纯物理流动处理， 出水效果 较差， 不能达到排放标准。所以， 本实验采用向各槽 中逐步加入生物滤床的方法， 通过增加各区生物量， 提高各槽的有效体积利用率， 来观察其对出水水质的 影响。 2. 2好氧区添加生物滤床 厌氧一区和厌氧二区无生物滤床的情况下， 在好 氧区进行挂膜。好氧挂膜采用直接放入细波纹填料 的方式， 填料充填率为 40 。观察出水水质和填料 生物膜生长状况， 约 1 周后明显可见好氧区填料上附 着了大量的絮状棕褐色生物膜， 这种膜较为稀疏且薄 厚不一， 生长与脱落趋于动态平衡， 而且受曝气量、 污 水浓度等影响较大 ［ 9］。 定期测定原水、 净化槽厌氧一区、 厌氧二区、 好氧 区以及出水的ρ COD 、 ρ NH3-N 及去除率， 测定结 果见图 4 和图 5。 图 4好氧区加入生物滤床后， 各区污水 ρ COD 变化及去除率 由图 4 可知， 经过已添加生物滤床的好氧区， 出 水 ρ COD 平均降至 79. 2 mg/L 左右， 去除率平均增 大到 80. 3 。与无生物滤床相比， 添加好氧滤床后 出水 COD 平均去除率增加了 8 。这是因为两级厌 氧由于酸化水解作用， COD 去除能力并不很高， 因此 对于生活污水只进行类似于化粪池之类的厌氧过程， 出水水质很难达到国家排放标准， 为此进一步对酸化 水解产物进行好氧过程就显得格外重要。 图 5 所示为好氧区添加滤床条件下， 原水及出水 图 5好氧区加入生物滤床后， 各区污水 ρ NH 3-N 变化及去除率 ρ NH3-N 变化情况以及出水 NH3-N 去除率。由图 5 可看出， 出水 ρ NH3-N 平均降至 20. 1 mg/L 左右， 去 除率达 51. 4 。这是由于生物滤床的加入为好氧微生 物的生长提供了平台， 使得其表面附着生长大量好氧 微生物， 如好氧的荧光假单胞菌、 亚硝化细菌、 硝化细 菌等 ［ 10］， 提高反应槽内的硝化能力， 更多的 NH 3-N 经 氧化后转化为硝态氮， 增加了 NH3-N 去除率。 2. 3厌氧二区添加生物滤床 在好氧区生物滤床仍然稳定操作的条件下， 对厌 氧二区， 放置事先已在化粪井中挂膜 1 个月的粗波纹 填料构建的生物滤床， 滤床体积占厌氧二区容积的 60 。厌氧挂膜采用将捆绑好的填料置于校园生活 区化粪池中的方式， 不定期搅拌水体并跟踪观察。由 于厌氧污泥的亲水性很差， 填料表面挂膜缓慢， 4 周 后布满了质地均匀、 不易剥落的黑色厌氧膜。 观察其滤床生物膜生长状况和出水水质情况， 同 时定期测定原水及各区出水的 ρ COD 、 ρ NH3-N 及去除率， 测定结果见图 6、 图 7。 图 6厌氧二区加入生物滤床后， 各区污水 ρ COD 变化及去除率 由图 6 可知， 厌氧二区加入滤床后， 其单位面积 生物量增加， 微生物的有效体积利用率升高， 生活污 水中的部分大颗粒悬浮物、 不溶性污染物以及胶体物 02 环境工程 2010 年 8 月第 28 卷第 4 期 质经过厌氧二区的厌氧微生物发酵和水解， 转化为小 分子或可溶性污染物。再经过好氧微生物对其进一 步分解， 使得出水 COD 较未加入厌氧滤床时的去除 率大幅增加， 平均达 84. 9 ， ρ COD 为 63. 6 mg/L， 但仍未达到国家排放一级标准。 图 7厌氧二区加入生物滤床后， 各区污水 ρ NH 3-N 变化及去除率 由图 7 可知， 污水进入厌氧槽后， 有机污染物在 微生物的共同作用下， 使复杂的非溶解性聚合物如淀 粉、 蛋白质等得到了降解， 再通过脱氨基作用， 形成 NH3， 使得厌氧槽内氨氮的浓度有所增加。废水经好 氧槽内硝化细菌作用， NH3-N 被转化成为亚硝酸盐和 硝酸盐， 故出水氨氮的含量得到减少， 即 ρ 氨氮 和 去除率分别为 13. 9 mg/L 和 65. 9 。 2. 4厌氧一区添加生物滤床 好氧区、 厌氧二区生物滤床不变的前提下， 对厌 氧一区加入生物滤床， 滤床的挂膜方式与厌氧二区相 同， 填 料 采 用 粗 波 纹 板， 加 入 占 厌 氧 二 区 容 积 的 40 ， 目的是给在厌氧一区被截留的大颗粒悬浮物留 有充足空间进行沉降。观察滤床生物膜生长状况和 出水水质情况， 图 8 和图 9 所示为随时间变化原水及 各区出水的 ρ COD 、 ρ NH3-N 及去除率变化情况。 图 8厌氧一区加入生物滤床后， 各区 ρ COD 变化及去除率 由图 8 可见， 对于连续进水情况， 厌氧一区添加 滤床后， 有效体积利用率升高， 生活污水中的部分大 颗粒悬浮物、 不溶性污染物以及胶体物质经过厌氧一 区和厌氧二区密集的厌氧微生物充分的发酵和水解， 大部分都已转化为小分子或可溶性污染物， 然后再经 过好氧微生物的进一步分解， 使得出水 COD 去除率 进一步增加， 平均达 90. 4 ， ρ COD 为37. 8 mg/L左 右， 优于国家排放的一级标准。 由图 9 可知， 厌氧一区加入生物滤床后， 单位体 积的生物量升高， 微生物的有效体积利用率升高， 生 活污水中经过两级厌氧区厌氧微生物的脱氨基作用， 更多的将有机态氮转化为 NH3-N， 进而在好氧区， 硝 化细菌能够更加充分的将 NH3-N 转化为亚硝酸盐和 硝酸盐， 进一步提高了 NH3-N 的去除率。在厌氧一 区添加生物滤床且运行稳定后， 净化槽出水 ρ NH3- N 平均为 9. 64 mg/L， 去除率平均达 74. 3 。 图 9厌氧一区加入生物滤床后， 各区污水 ρ NH 3-N 变化去除率 3结论 1 若净化槽各区均不放入滤床， 生活污水只进 行厌氧区静压差式和好氧区的全混流式流动， 出水 ρ COD 平均在 106 mg/L 左右， ρ NH3-N 平均在 29. 6 mg/L 左右， 出水水质无法达到国家排放标准， 所以向净化槽各区加入生物滤床极为重要。 2 净化槽净化性能与生物滤床的关系很大， 随 着滤床的依次放入， 出水水质明显变好。当各区滤床 全部放入并稳定运行时， 出水 ρ COD 、 ρ NH3-N 分 别为 37. 8， 9. 64 mg/L， 出 水 的 平 均 去 除 率 分 别 为 90. 4 、 74. 3 ， 水质指标均达到国家一级排放标准。 3 生物滤床技术不仅弥补了生物降解区单位体 积生物量不足， 加快了生物降解速度， 而且还起到了 固液分离作用和生物膜吸附作用， 进一步提高了过程 的抗冲击能力。 下转第 82 页 12 环境工程 2010 年 8 月第 28 卷第 4 期 从表 3 可以看出， 这种整体式太阳能干燥装置虽 然初投资约为转鼓式干燥器的 10 倍， 但每吨污泥的 干燥费用只有它的 3 /5， 当考虑污染物的治理成本 时， 干燥每吨污泥的环境成本只有转鼓式干燥器的 1 /2， 每吨污泥的综合干燥成本约为它的 13 /25。可 见， 采用热水型的太阳能整体干燥装置干化污泥是一 种经济环保的方法。 4结论 1 采用热水型的整体式太阳能干燥中试系统， 夏季湿污泥的含水率从 88 降到 40 需要 6 ～ 14 d， w VSS /w TSS 从 79 降到 69 ; 梅雨季节含水率 从 91 降到 40 需要 9 ～ 26 d， w VSS /w TSS 从 58 降到 46 ; 春季含水率从 88 降到 40 需要 7 ～ 17 d， w VSS /w TSS 从 79 降到 57 ; 秋季含 水率 从 88 降 到 40 需 要 7 ～ 19 d，w VSS / w TSS 从 53 降到 49 。 2 夏季的最不利干燥厚度为0. 29 m， 梅雨季节 为0. 53 m， 春季为0. 26 m， 秋季为0. 31 m。 3 相比转鼓式干燥器， 采用太阳能干燥装置干 化污泥时， 每吨污泥的环境成本只有转鼓式干燥器的 1 /2， 每吨污泥的综合干燥成本是它的 13 /25。 参考文献 ［1 ］ Janjai S，Srisittipokakun N，Bala B K. 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