隨著經濟的快速發(fā)展，目前化工企業(yè)正朝著園區(qū)化的特點發(fā)展，江蘇全省共有56家化工集中區(qū). 化工園區(qū)廢水 經過企業(yè)一級預處理后，主要呈現有機物種類復雜、 可生化性差、 水質及水量波動大、 具有一定生物毒性等特點，為二級廢水廠的設計及運行帶來極大的難度[1, 2, 3]. 研究顯示，生物膜法具有對低濃度廢水適應性較好、 耐沖擊負荷等優(yōu)點[4,5],近年來在新建廢水廠被廣泛運用[6,7]，曝氣生物濾池也是近年來水處理領域研究的重點[8, 9, 10, 11, 12]. 本實驗采用AF+BAF組合工藝處理樹脂化工集中區(qū)廢水廠尾水，重點考察進水濃度、 水力停留時間、 溫度等因素對系統的影響，研究二級厭氧池的污泥中微生物的變化情況.

　　1 材料與方法 1.1 實驗水樣

　　實驗所用廢水為江蘇宜興某廢水處理廠二沉池出水. 該廢水處理廠主要收集處理集團公司內部31家企業(yè)所生產的廢水，集團公司主要以生產合成樹脂系列、 光固化樹脂及單體、 環(huán)氧樹脂、 飽和及不飽和樹脂、 溶劑系列等產品為主.

　　該廢水處理廠主體采用生化處理工藝，具體處理工藝如圖 1所示. 對二沉池出水進行常規(guī)水質分析，檢測結果如表 1所示. 廢水各項指標雖均達到《污水綜合排放標準》(GB 8978-1996)中的三級接管標準，但由于其可生化性差，增加了二級廢水處理廠的處理難度.

　　圖 1 宜興某樹脂化工集中區(qū)廢水廠廢水處理工藝流程

　　表 1 二沉池出水常規(guī)水質指標

　　1.2 實驗裝置和方法

　　實驗工藝流程如圖 2所示. 實驗在室溫(25±2)℃下進行. AF柱高度2 200 mm，BAF柱高度2 500 mm，直徑200 mm，有機玻璃材質. 塔內填料為多孔性、 高比表面積的陶粒，粒徑為3~4 mm，濾料高1 500 mm.

　　圖 2 厭氧濾池+曝氣生物濾池工藝流程示意

　　采用該廢水處理廠厭氧池和二沉池的污泥進行接種，引入二沉池廢水，啟動初期用清水稀釋2倍，并投加營養(yǎng)物質葡萄糖，厭氧濾池停留時間分別控制在24 h和12 h，曝氣生物濾池停留時間控制在12 h. 每天監(jiān)測出水水質，并逐步降低稀釋倍數，減少葡萄糖投加量. 待出水水質趨于穩(wěn)定，對濾料表面生物膜進行鏡檢，發(fā)現有大量菌膠團附著，且生物膜上出現原生動物，此時認定生物膜培養(yǎng)完成.

　　考察不同停留時間下，AF+BAF對有機物的去除; 提高進水COD濃度，觀察AF+BAF工藝的抗沖擊負荷能力; 觀察AF+BAF系統處理效率隨溫度的變化趨勢; 對廢水處理廠USAB池以及小試裝置的厭氧濾池和曝氣生物濾池污泥進行菌落分析.

　　1.3 分析方法

　　COD、 BOD5、 NH+4-N和色度等指標的測定均采用標準方法[13]; pH采用酸度計(pHB-2，上海雷磁儀器廠)測定; 濁度采用便攜式濁度儀(2100P，HACH)測定.

　　三維熒光激發(fā)-發(fā)射光譜(3DEEMs)的測定在Hitachi F-4500型熒光分光光度計上完成. 使用150W氙弧燈作激發(fā)光源，帶通(band pass)：Ex=5 nm，Em=5 nm. 掃描速度2 400 nm ·min-1.

　　采用氣質聯用儀(GC-MS)分析廢水中的有機物，首先對廢水中有機物進行萃取，參照美國環(huán)境保護署(EPA)對工業(yè)廢水的取樣和分析步驟[14, 15, 16, 17]. 分析儀器為Agilent-5975氣相-質譜聯用儀，GC柱選用DB-5(30 m×0.25 mm×0.25 μm)，氣化溫度：280℃，檢測器選用氫火焰檢測器(FID)，進樣量1 μL，分流比100 ∶1.

　　采用分子生物學技術聚合鏈式反應-變性梯度凝膠電泳(polymerase chain reaction-denaturing gradient gel electrophoresis，PCR-DGGE)的方法分析UASB厭氧池、 厭氧濾池和曝氣生物濾池3個樣品的菌落變化[18,19]. 分析儀器為Fastprep 24核酸提取儀(MP)、 DCode變性梯度凝膠電泳(Bio-Rad)、 Gel Doc XR+凝膠成像系統(Bio-Rad)、 PCRS1000 96孔(Bio-Rad).

　　2 結果與分析 2.1 處理效果分析 2.1.1 AF+BAF啟動和運行

　　啟動時，將二沉池出水稀釋一半后再進入反應器，連續(xù)運行，馴化過程中額外添加葡萄糖. 運行過程中逐漸降低稀釋水量，減少葡萄糖投加量. 經過約20 d的運行，厭氧濾池和曝氣生物濾池初步掛膜成功，25 d后進水全為二沉池出水，停止投加葡萄糖. 經過35 d的運行，系統出水趨于穩(wěn)定，反應器啟動成功，結果如圖 3所示.

　　圖 3 AF+BAF啟動期間對COD和NH+4-N的去除效果

　　由圖 3(a)可以看出，濾池啟動階段，COD去除率增加也較為明顯，此時降解的COD大多數為葡萄糖. 運行約35 d后出水COD趨于穩(wěn)定，當進水COD在240 mg ·L-1左右時，出水可控制在60~65 mg ·L-1. 在進水COD在200~300 mg ·L-1之間波動時，厭氧濾池的出水相應發(fā)生一定程度的波動，但最終曝氣生物濾池的出水穩(wěn)定在60~70 mg ·L-1之間，表明系統具有較強的耐沖擊負荷能力，有機物在厭氧階段得到轉化，廢水可生化性大幅提升. 由圖 3(b)可以看出，NH+4-N去除率隨運行時間的延長逐漸增加，運行至25 d時，NH+4-N的去除率升至84%以上. 在實驗期間，系統對氨氮的去除效率穩(wěn)定保持在84%以上，最高可達92.8%，出水氨氮維持在1.0~2.0 mg ·L-1之間.

　　2.1.2 停留時間對去除效果的影響

　　厭氧濾池和曝氣生物濾池水力停留時間對COD和NH+4-N的去除率見表 2所示. 在系統穩(wěn)定運行過程中，改變厭氧濾池的停留時間對系統最終出水COD影響較大. 保持BAF水力停留時間為12 h的前提下，AF停留時間從24 h下降至12 h時，系統對COD的去除效率從73.4%下降至56.5%. 由此可見，延長厭氧停留時間可以有效提高廢水的可生化性，提高系統的處理效率.

　　表 2 不同HRT下COD和NH+4-N的去除效果

　　保持AF水力停留時間為24 h不變，BAF停留時間從12 h逐漸下降至3.2 h時，系統對COD的去處效率呈下降趨勢，但去除效率下降緩慢，在水力停留時間下降至3.2 h，去除效率也能保持在54.9%. 表明BAF反應器通過載體能將大量好氧微生物固定，使活性污泥在反應器內有足夠的停留時間，反應器內持有較高濃度的活性污泥，微生物和廢水能充分接觸，從而有效提高了反應器處理廢水和抵抗負荷沖擊的能力. 改變系統的停留時間對氨氮的去除效率影響不大，當BAF停留時間下降至3.2 h，氨氮去除效率仍能達到84.9%.

　　2.1.3 溫度對去除效果的影響

　　對于廢水的生物處理過程，溫度是一個非常重要的影響因素，它直接影響微生物的活性. 如圖 4所示，當溫度維持在25℃以上時，系統對COD的去除效率可保持在74%以上. 隨著溫度的降低，COD的去除效率雖有所下降，但下降幅度不大，當溫度下降至5℃時，COD的去除效率為65.4%. 由此可見，AF+BAF工藝對溫度的變化具有較強的適應能力，即使在冬季條件下運行，系統對COD的去除仍可保持較高的效率. 溫度變化對氨氮的影響較為明顯，當溫度從35℃下降至5℃時，氨氮的去除效率從91.2%下降至62.4%，這與硝化細菌在低溫下活性下降有關.

　　圖 4 溫度對COD和NH+4-N的影響

　　2.2 進出水有機污染物GC-MS分析

　　AF+BAF進出水所含有機物在GC-MS測試中的總離子流譜圖如圖 5所示，系統進出水檢測出有機物的數據庫分析結果見表 3.

　　圖 5 各處理工段出水中有機物的總離子流圖

　　表 3 系統進出水中的有機物1)

　　由表 3可知： GC-MS檢測出雙酚A、 苯酚等，其均為環(huán)氧樹脂生產過程中所用的原輔料; 檢測出的甲苯、 二甲苯、 四氯乙烷，均為有機溶劑，而且相對含量較大; 檢測出大量飽和烷烴，主要來源于氯化石蠟和二聚酸生產過程中; 檢測出月桂酸、 甲癸醚等物質，為微生物代謝產物.

　　由圖 5可以看出，廢水經過厭氧濾池和曝氣生物濾池后，可檢測出的典型有機物相比原水中少了一些，與水質的常規(guī)分析也相呼應，說明AF+BAF工藝對有機物的去除具有一定的效果. 出水中檢測不出甲苯、 烯烴等物質; 小分子醇類、 酯類物質降解效果較為明顯; 溶劑除四氯乙烷外，二甲苯等均可有效降解; 胺類物質的降解表明厭氧濾池效率較高，有機氮在厭氧段轉化為氨氮; 酚類物質去除效果不如醇類. 同時檢測出新的物質三聚甲醛等. 曝氣生物濾池出水中未知峰數目增多，質譜圖顯示相對分子質量在150~300之間，可能在微生物的作用下，有機物轉變成小分子物質.

　　但是，系統對大分子含氮雜環(huán)類物質的降解效果不佳，出水中能夠檢測出，其濃度無明顯下降，飽和烷烴也無法得到有效降解.

　　2.3 進出水有機污染物三維熒光分析

　　廢水在處理過程中，微生物會代謝合成多種有機物，如色氨酸、 輔酶、 腐殖酸等[20]，這些物質的種類和數量與廢水廠的運行狀態(tài)有著密切聯系. 這些物質在激發(fā)光的作用下，會產生出特征的發(fā)射光，在熒光光譜圖上出現特征峰[21,22].

　　取二沉池尾水和AF+BAF的生化出水，稀釋5倍后進行三維熒光掃描，熒光峰類型與其他文獻的對比結果見表 4. 從圖 6可見，有機物降解效果明顯. 原水中可溶性微生物代謝產物(SMP)主要有3類：可見腐殖質類A(λEx/λEm為340 nm/420 nm)、 類富里酸B(λEx/λEm為250 nm/380 nm)、 UV腐殖質類C(λEx/λEm為220 nm/405 nm). 處理后其特征熒光基團熒光強度均有大幅下降，其中物質B和物質C的特征熒光峰完全消失，物質A的特征熒光峰雖然存在，但其熒光強度由原來的595.15降低至464.08. 可見AF+BAF工藝對原水中的類富里酸和UV腐殖質類可以完全去除，并能降解部分可見腐殖質類物質.

　　表 4 水樣熒光組分特征

　　圖 6 生化處理前后水樣的三維熒光光譜

　　2.4 各處理單元污泥的菌落變化分析

　　由圖 7可以看出，厭氧濾池污泥樣品比原廢水廠UASB池污泥樣品條帶多，其微生物多樣性復雜. 進水水質的差異能影響厭氧污泥中微生物的種群結構. 通過DGGE圖譜可以半定量分析圖譜中不同細菌種群的相對含量[27]. 厭氧濾池中菌群的相對種類有明顯增加(條帶2、 7、 8、 9)，有一些菌群(條帶1、 3、 4、 5、 6)的量無明顯變化. 曝氣生物濾池中主要為好氧微生物，與厭氧濾池的菌種存在本質差別.

　　圖 7 UASB池、 厭氧濾池和曝氣生物濾池污泥DGGE圖譜

　　二級厭氧可以有效穩(wěn)定進水水質的變化，特別是水質變化引起的COD波動現象，通過二級厭氧的調節(jié)進一步調控微生物菌種的組成，使一些菌種成為優(yōu)勢菌，通過細菌及其代謝產物的協同作用能有效控制COD，保障水質的穩(wěn)定性. 當進水COD在200~300 mg ·L-1之間波動時，曝氣生物濾池的最終出水COD穩(wěn)定在60 mg ·L-1左右. 因此，作為二級廢水處理廠，特別是化工園區(qū)廢水廠，好氧段前端設置厭氧處理工藝，既可以去除廢水中的有機污染物，又可以控制住進水水質，提高廢水可生化性，增加系統抗沖擊負荷能力.

　　3 結論

　　(1)采用厭氧濾池+曝氣生物濾池組合工藝對工業(yè)園區(qū)廢水廠二沉池出水有較好的處理效果，厭氧濾池的水力停留時間是影響處理效果的關鍵因素，溫度的變化對COD的去除效率影響不大，在最優(yōu)條件下COD去除率可達73.4%. NH+4-N去除率受水力停留時間影響較小，但溫度對其影響較大，隨著溫度的變化，NH+4-N的去除率從91.2%下降至62.4%.

　　(2)化工園區(qū)廢水處理出水的GC-MS測試中檢測出大量有機物，經AF+BAF處理后出水可檢測出的典型有機物種類大幅減少. 廢水中的大分子飽和烷烴和含氮雜環(huán)類物質去除效率不佳.

　　(3)采用三維熒光技術對AF+BAF系統進出水進行分析，二沉池出水中含有腐殖質類、 類富里酸和UV腐殖質類微生物代謝產物，經AF+BAF系統處理后，微生物代謝產物可被吸收降解，其中類富里酸和UV腐殖質類降解效果明顯.

　　(4) 通過對廢水廠UASB池和小試研究中的厭氧濾池污泥菌落變化分析得出，厭氧濾池中的微生物多樣性更為復雜，進水水質直接影響厭氧污泥中微生物的種群結構. 針對化工園區(qū)一級生化出水，再次采用厭氧工藝仍具有明顯的效果，二級厭氧可以有效穩(wěn)定進水水質的變化，特別是水質變化引起的COD波動現象，使生化系統的處理效率得到保障.(來源及作者：江蘇省環(huán)境科學研究院 涂勇、劉偉京、張耀輝、徐軍、唐敏、陳勇、白永剛)