農(nóng)村生活污水是我國農(nóng)村污染物的主要來源之一，由于大多農(nóng)村尚無完善的排水系統(tǒng)，污水沿道路邊溝或路面直接排至附近水體，造成地表和地下水體的嚴重污染，加重了受納水體富營養(yǎng)化，直接威脅著周圍居民的飲用水安全［1，2］。所以，對農(nóng)村生活污水的治理迫在眉睫。但由于農(nóng)村資金有限，技術水平相對落后，且缺乏專業(yè)的管理人員，在選擇農(nóng)村生活污水處理工藝時，不宜采用規(guī)?；擎?zhèn)污水處理模式［3，4］。因此，研究開發(fā)率、低成本、易管理和易操作的農(nóng)村生活污水處理技術尤為必要［5］。

厭氧-好氧組合工藝以厭氧處理工藝為預處理措施，不僅可以降解污水中大部分有機物，降低運行成本，而且可以極大地降低好氧進水有機負荷及SS濃度，縮短好氧工藝的水力停留時間，提高出水水質(zhì)［6，7］。因此，筆者研究了3 種組合工藝對農(nóng)村生活污水的處理效果，并對其處理效果進行了比較分析。

1 實驗部分

1．1 實驗用水

以邯鄲市某城中村的生活污水為實驗用水，水質(zhì)如下:溫度為10～29℃; COD 為31～1 926 mg/L，平均為483 mg/L; TN 為5．4～51．7 mg/L，平均為28．4 mg/L; TP 為0．7～4．4 mg/L，平均為2．0 mg/L; NH4+-N為4．0～52．5 mg/L，平均為28．4 mg/L。

1．2 實驗裝置

實驗工藝流程如圖1 所示。

復合厭氧反應器-水平潛流人工濕地( HAR-HSFCW):HAR 材質(zhì)為UPVC 管，內(nèi)徑為400 mm，反應器上部填充400～500 mm塑料填料; 水平潛流濕地為混凝土結構，尺寸為2．0 m×2．0 m×1．1 m，進水區(qū)和出水區(qū)鋪設粒徑為60～100 mm的礫石，厚度為750 mm; 處理區(qū)底層為粒徑30～40 mm的礫石和鋼渣，填充比例為1∶1，厚度為750 mm; 中層為粒徑20～30 mm的礫石，厚度為250 mm; 上層選用自然土壤和細沙，填充比例為1∶1，厚度為200 mm，栽種植物為蒲草。

厭氧折流板反應器-垂直潛流人工濕地( ABRVSFCW):ABR 由硬質(zhì)塑料板制成，尺寸為0．8 m×0．8 m× 0．9 m; 垂直潛流人工濕地為混凝土結構，尺寸為2．0 m×2．0 m×1．1 m，底部填充粒徑為30～40 mm的碎石，厚度為30 cm; 中部填充粒徑為10～20 mm的碎石與粉煤灰，填充比例為10∶1，厚度為30 cm; 上部為自然土壤，厚度為20 cm，栽種植物為蘆葦。

膨脹顆粒污泥床-人工快速滲濾系統(tǒng)( EGSBCRI):EGSB 為有機玻璃柱，直徑為0．2 m，高度為2m。CRI 由PVC 管材制作，內(nèi)徑為0．4 m，高為2 m。

承托層為30～40 mm的礫石，厚度為200 mm; 滲濾層共分為4 層，由下往上依次為粒徑3～10 mm的陶粒、1～4 mm的沸石、0．5～1．2 mm的河砂以及100 目的石英砂，填充厚度均為300 mm。CRI 系統(tǒng)在12 h 淹水，干濕比為3∶1 的條件下運行。

1．3 監(jiān)測項目與分析方法

COD:重鉻酸鉀法［8］; TN:過硫酸鉀消解-紫外分光光度法［8］; TP:過硫酸鉀消解-鉬銻抗分光光度法［8］; NH4+-N:納氏試劑分光光度法［8］。

2 結果與討論

2012 年6 月—2012 年10 月，考察了3 種組合工藝在不同HRT 下對污染物的去除效果。每個水力停留時間下連續(xù)運行20 d，取多次進、出水的平均值作為實驗結果。

2．1 對COD 的去除效果

3 種組合工藝對COD 的去除效果如圖2 所示。由圖2 可知，當進水COD 為325．3～386．5 mg/L，ABR-VSFCW、HAR-HSFCW 和EGSB-CRI 的出水COD 分別為:39．50～153．4、50．90～145．8 和39．20～92．50 mg/L，相應去除率分別為60．0%～88．9%、62．9%～86．2%和74．7%～91．6%，且3 種組合工藝對COD 的去除主要是靠厭氧反應器來完成的。

由圖2 還可以看出，HAR-HSFCW 和EGSB-CRI在HRT 大于16 h 時，隨著HRT 的減小，COD 的去除率呈上升趨勢，但當HRT 小于16 h 時，減小HRT，COD 去除率卻呈下降趨勢，這主要是因為HRT 較長時，厭氧反應器中上升流速較小，污水與顆粒污泥接觸不充分，有機物不能被充分降解所致; 但當HRT 過短時，反應器中上升流速較大，污泥流失增加，反而使COD 去除率下降。由于EGSB 中三相分離器有效阻止了顆粒污泥流失，因此EGSB-CRI對COD 的去除效果略高于HAR-HSFCW。

隨著HRT 的逐漸縮短，ABR-VSFCW 對COD 的去除率呈下降趨勢，這主要是因為ABR 為分隔結構，當HRT 縮短時，隔室中污水上升流速較大，污泥流失加大，導致COD 去除率下降。

2．2 對氮的去除效果

2．2．1 對NH4+-N的去除效果

組合工藝對NH4+-N的去除效果見圖3。

由圖3 可以看出，3種組合工藝對NH4+-N的去除率分別為60．9%～76．1%、12%～42%和11．1%～ 31．9%，EGSB-CRI 對NH4+-N的去除效果，ABR-VSFCW 次之，HAR-HSFCW 較差，且好氧段對NH4+-N的去除起主導作用。

EGSB-CRI 對NH +4 -N 的去除率較高是因為CRI系統(tǒng)為干濕交替運行，在落干期復氧，提高了好氧微生物活性，硝化能力增強所致［9］。由于垂直流人工濕地為落空運行，污水從濕地表面縱向進入濕地，充氧效率提高，硝化能力較強［10，11］，造成ABR-VSFCW對NH +4 -N 的去除效果略優(yōu)于HAR-HSFCW。

2．2．2 對TN 的去除效果

3 種組合工藝對TN 的去除效果如圖4 所示。從圖4 中可以看出，ABR-VSFCW、HAR-HSFCW 和EGSB-CRI 對TN 的去除效果無明顯差異，去除率分別為23．9%～46．4%、25%～42% 和26%～45．2%。

3 種組合工藝中氮的去除主要包括基質(zhì)的吸附和過濾作用、植物和微生物的吸收作用以及微生物的硝化、反硝化作用。其中，微生物的硝化、反硝化作用是脫氮的主要途徑［12-14］。一方面，由于VSFCW和HSFCW 大環(huán)境處于缺氧和厭氧狀態(tài)［15］，抑制了硝化細菌的生長繁殖和硝化反應。另一方面，VSFCW、HSFCW、CRI 中進水COD 濃度較低，碳源不足，也抑制了反硝化作用，造成3 種組合工藝整體脫氮效率較低。

2．3 對TP 的去除效果

組合工藝對TP 的去除效果見圖5。3 種組合工藝對TP 的去除效果如圖5 所示。由圖5 看出，在進水TP 為2．90～3．89 mg/L，ABR-VSFCW、HAR-HS-FCW 和EGSB-CRI 出水TP 分別為:1．61～2．92、0．54～0．82 和0．46～0．93 mg/L，去除率分別為24．7%～44．6%、78．8%～82．6% 和76%～84．7%。可見，HAR-HSFCW、EGSB-CRI 對TP 的去除效果均明顯優(yōu)于ABR-VSFCW，且好氧工藝對TP的去除起主導作用。

由于水平潛流濕地為滿水位運行，進水與填料接觸充分，造成HSFCW 除磷效果優(yōu)于VSFCW。CRI系統(tǒng)中陶粒、沸石可與磷反應形成沉淀或通過化學吸附留在填料中，從而使磷得到有效去除。

3 結論

(1) 3 種組合工藝對COD 均有較高的去除效果，去除率為60．0%～91．6%。EGSB-CRI 對COD的去除率略高于ABR-VSFCW、HAR-HSFCW。

(2 ) ABR-VSFCW、HAR-HSFCW 和EGSB-CRI對NH4+-N的去除率分別為12．0%～42．0%、11．1%～31．9% 和60．9%～76．1%。EGSB-CRI 對NH4+-N的去除效果明顯高于ABR-VSFCW、HARHSFCW，這主要是由CRI 系統(tǒng)充氧效率較高，硝化能力強所致。3 種組合工藝對TN 的去除效果不理想，去除率為23．9%～46．4%。

(3 ) ABR-VSFCW、HAR-HSFCW 和EGSB-CRI對TP 的去除率分別為24．7%～44．6%、78．8%～82．6%和76%～84．7%。EGSB-CRI、HAR-HSFCW對TP 的去除率顯著高于ABR-VSFCW。ABR-VSFCW對TP 去除率較低，這主要是由于垂直流人工濕地為落空運行，污水與填料接觸不充分造成的。

(4) 如果以去除SS 和有機物為目的，3 種組合工藝均有較好的處理效果; 而如果以營養(yǎng)鹽的去除和水質(zhì)的*為目的，EGSB-CRI 去除*。