Effect of A2O-MBBR+CWs combined technology in treating rural domestic sewage
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摘要:
农村生活污水水质、水量变化较大，传统A2O工艺易受负荷冲击，设施内生物质浓度难以稳定，存在出水水质易波动、运行稳定性差等问题。采用A2O-MBBR工艺、潜流人工湿地及生态塘技术构建了A2O-MBBR+CWs组合工艺，探究了组合工艺实际运行处理效果以及季节性水温变化对其处理效果的影响，并分析工艺的经济性。结果表明：试验装置最大污水处理量为180 L/d，在好氧池气水比6∶1~10∶1及混合液回流比50%~150%条件下，组合工艺对TN、${\mathrm{NH}}_4^+ $-N、COD和TP的平均去除率分别达68.40%、89.45%、93.94%和94.02%，平均出水浓度为11.69、3.50、26.90和0.22 mg/L，出水水质达到DB 34/ 3527—2019《农村生活污水处理设施水污染物排放标准》一级A标准。A2O-MBBR单元对污染物去除贡献最大，其中折流厌-缺氧接触池对TN、${\mathrm{NH}}_4^+ $-N、COD和TP去除率分别达44.25%、59.46%、43.38%和32.61%，好氧膜池的去除率分别达9.55%、24.24%、14.69%和59.51%。TP及COD的去除不受季节性水温变化影响，冬季低水温仅影响TN及${\mathrm{NH}}_4^+ $-N的去除，水温大于12 ℃时，TN、${\mathrm{NH}}_4^+ $-N平均去除率达75.61%、95.70%；水温低于12 ℃时，TN、${\mathrm{NH}}_4^+ $-N平均去除率达58.56%、80.40%；即便水温低至0 ℃时，TN、${\mathrm{NH}}_4^+ $-N平均去除率仍达51.38%、74.77%，该工艺可高效利用污水中的有机物作为碳源，保证了低水温时的脱氮性能。试验期间，组合工艺处理费用约0.46元/m3。
Abstract:The rural domestic sewage is characterized by significant fluctuations in both quality and quantity. The traditional A2O (Anaerobic-Anoxic-Oxic) process faces challenges such as susceptibility to load shocks, instability in biomass concentration within the facilities, fluctuations in effluent quality, and poor operational stability. The A2O-MBBR+CWs combined process was developed using the A2O-MBBR process, subsurface flow constructed wetlands, and ecological ponds. In this study, we examined the actual operational treatment performance of the combined process, evaluated the impact of seasonal water temperature variations on its treatment efficiency, and analyzed the economic viability of the process. The results indicated that the maximum sewage treatment capacity of the test device was 180 L/d. Under the conditions of an air-to-water ratio of 6∶1-10∶1 and a mixed liquor recirculation ratio of 50%-150%, the combined process achieved average removal rates of TN, ${\mathrm{NH}}_4^+ $-N, COD and TP were 68.40%, 89.45%, 93.94% and 94.02%, respectively. The corresponding average effluent concentration was 11.69, 3.50, 26.90 and 0.22 mg/L, respectively. The effluent quality reached Grade A of the Discharge Standard of Water Pollutants for Rural Domestic Sewage Treatment Facilities (DB 34/ 3527-2019). The A2O-MBBR unit contributed the most to pollutant removal. Specifically, the removal rates of TN, ${\mathrm{NH}}_4^+ $-N, COD and TP achieved by baffled anaerobic-anoxic contact tank reached 44.25%, 59.46%, 43.38% and 32.61% respectively. Meanwhile, the aerobic membrane tank achieved removal rates of 9.55%, 24.24%, 14.69% and 59.69%, respectively. The removal of TP and COD was not affected by seasonal water temperature variations. Low water temperature in winter only impacted the removal of TN and ${\mathrm{NH}}_4^+ $-N. When the water temperature exceeded 12 ℃, the average removal rates for TN and ${\mathrm{NH}}_4^+ $-N were 75.61% and 95.70%. However, when the water temperature dropped below 12 ℃, the average removal rates for TN and ${\mathrm{NH}}_4^+ $-N decreased to 58.56% and 80.40%, respectively. But even when the water temperatures dropped to 0 ℃, TN and ${\mathrm{NH}}_4^+ $-N removal rates remained at 51.38% and 74.77%, respectively. The process can efficiently utilize organic matter in sewage as carbon source and ensure nitrogen removal performance at low water temperatures. The treatment cost of the combined process was approximately 0.46 yuan RMB per ton of wastewater during the study period.
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Keywords:
- rural domestic sewage /
- combined process /
- constructed wetland /
- nitrogen removal /
- low temperature
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近年来，国家深入推进乡村振兴发展战略，着力改善人居环境，对农村生活污水治理提出了更高要求[1]。目前，农村生活污水处理工艺主要有生物法、生态法及组合工艺等[2]，这些技术多来源于城镇污水处理领域。但农村地区人口居住散乱，存在污水分散度高、收集难度大、处理规模小、资源化利用率低以及处理设施不完善等诸多问题，并且不同地区污水水质水量差异较大，地理位置、气候及经济水平也存在一定差异，处理技术难以统一[3]，不能简单套用城镇污水处理技术。农村地区污水收集管网等基础设施不够完善，污水收集易受雨污合流及地下渗水的影响，导致污水中有机物浓度低，生物脱氮难度增加[4]。农村污水水质水量变化较大，致使处理设施中生物质浓度难以保持稳定，并且冬季低温限制了生物处理能力，传统活性污泥法处理效率低，出水水质易波动超标[5]。因此，亟需因地制宜研发抗冲击负荷能力强、运行持久稳定、能耗低、处理高效的污水处理技术。
我国农村地区倾向于使用低成本、易管理的农村生活污水处理技术，生物+生态组合工艺是主要研究方向。当前农村地区广泛使用的集成一体化污水处理设备，主要以厌氧-缺氧-好氧法（A2O）、移动床生物膜反应器（MBBR）等工艺为主。研究[6-7]表明，MBBR工艺对设施的依赖性大于对工艺运行条件控制的依赖性，无需专业技术人员调控，运维便捷，更适用于缺乏技术人员的农村生活污水处理实际需求，其具有生物质浓度较高，耐受性强、污水处理效率高及占地面积小等优点。罗佳文等[8]研究表明，A2O工艺通过投加MBBR填料，可极大地提高其污水处理能力。周正兵等[9]在农村生活污水实际工程中，设计了两级厌氧/缺氧-曝气生物滤池组合工艺，出水水质稳定达到GB 18918－2002《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级A标准。此外，人工湿地技术（CWs）也常被用于农村生活污水的治理[10]，如张洋等[11]以生物炭作为填料改良人工湿地，发现其对农村生活污水中的TN、TP和COD的去除率分别可达99.41%、91.40%和85.09%。本课题组此前研究也表明，污泥生物炭填料可强化人工湿地的脱氮除磷性能，提升系统整体的处理能效及处理效果，使系统抗冲击负荷能力更强[12]。结合上述研究，为探索适用于农村生活污水处理的组合技术，解决农村污水处理设施生物质浓度难以保持稳定、抗冲击负荷能力弱、出水水质易波动超标等难题，笔者前置A2O-MBBR工艺填充悬浮生物载体填料，营造泥膜共生环境，提高系统污泥浓度，强化处理效率，并考虑生态消纳农村地区可利用的坑塘、洼地等闲置空地，结合人工湿地作为深度处理工艺，采用污泥生物炭填料、回流硝化液及栽种沉水植物等方式强化复合湿地运行的稳定性，构建了A2O-MBBR+CWs组合工艺。
本研究中，以合肥市某村镇污水处理厂原水为处理对象，构建A2O-MBBR+CWs组合工艺的小试试验装置，探讨季节性水温变化对其处理效果的影响，并监测运行期间进出水各污染物指标，探究污染物去除效果及运行稳定性，同时分析工艺的经济性，以期为A2O+人工湿地组合技术在我国农村生活污水治理项目中的应用提供数据参考和依据，为推进农村地区生活污水治理、建设美丽生态宜居乡村提供参考。
1. 试验装置与研究方法
1.1 组合工艺流程
A2O-MBBR+CWs组合工艺试验采用A2O单元、碳基潜流湿地和生态塘串联运行方式。A2O单元为折流厌-缺氧接触池及好氧膜池，折流厌氧池及好氧膜池曝气区均填充悬浮生物载体填料，供微生物附着生长形成生物膜，池中活性污泥与生物膜共生形成泥膜共生系统，可稳定维持系统生物量，并且折流缺氧池通过硝化液回流强化反硝化脱氮过程。好氧膜池底部设有曝气系统，强化其硝化性能，池内设有聚合氯化铝（PAC）加药口，辅以化学除磷，使系统可高效除磷。CWs单元包括碳基潜流湿地和沉水植物生态塘，其中碳基潜流人工湿地采用三级填料过滤，填料区底部设置曝气盘，用于对基质进行反冲洗，减缓湿地基质堵塞；沉水植物生态塘底部填有石灰石基质层，混合栽种耐寒植物苦草及菹草。该装置于室外露天放置，生态塘内设有水温计，监测季节性池体水温变化情况。A2O-MBBR+CWs组合工艺流程详见图1。
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图 1 A2O-MBBR+CWs组合工艺流程Figure 1. Process flow diagram of the A2O-MBBR+CWs combined treatment system1.2 装置设计及运行参数
试验装置采用10 mm厚聚丙烯板构建。折流厌氧池内填充有方形生物载体填料，内设折流挡板；折流缺氧池混合液回流比为50%~150%，池内有折流挡板；好氧膜池内有挡板将其分为好氧曝气区及沉淀区，曝气区填充MBBR悬浮载体填料，气水比6∶1~10∶1，沉淀区设有PAC加药口及助沉斜板。碳基潜流湿地一级填料区填充约5 cm粒径的石灰石，二级填料区填充约3 cm粒径的沸石，三级填料区填充约0.5~1.0 cm粒径的污泥生物炭填料，填料高度均为75 cm。一级与二级填料区之间设有宽约4 cm的空隙区，用于实现添加外源性碳源、观察情况及检修排空等功能（本试验期间未添加碳源）。沉水植物生态塘填充约3 cm粒径的石灰石填料，填料高度为20 cm，沉水植物栽种行距为10 cm，株距为10 cm。试验采用合肥市某村镇污水处理厂原水作为进水，试验时间为2022-05-25—2023-01-17，共239天。期间于12月2日收割沉水植物1次，频率约6月/次。设计污水处理量为50~210 L/d，装置设计参数详见表1。
表 1 试验装置各单元设计参数Table 1. Design parameters of each unit of the experimental apparatus装置参数 池体长×宽×高/m 运行水深/m 水力停留时间
（HRT）/d折流厌-缺氧接触池 0.4×0.3×1.0 0.80 0.80 好氧膜池 0.3×0.2×0.8 0.75 0.38 碳基潜流湿地 0.4×0.4×0.8 0.70 0.93 沉水植物生态塘 0.8×0.8×1.0 0.65 3.47 1.3 试验方法
1.3.1 试验设计
1.3.1.1 最佳污水处理量试验
试验装置试运行成功（出水质稳定）后，于2022-05-25—2022-06-30进行最佳污水处理量试验，保持好氧池气水比为6∶1及硝化液回流比100%，PAC（Al2O3含量28%）使用量约3.7 g/d的条件下，通过逐渐增加试验装置污水处理量（50、60、70、80、100、120、150、180、210 L/d），监测出水水质的变化，探究试验装置最佳污水处理量，期间水温于24.5~27.1 ℃之间变化，为确保冬季出水稳定达标，出水采用GB 18918—2002《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级A标准。
1.3.1.2 组合工艺整体处理效果试验
试验时间为2022-07-01—2023-01-17，设置最佳污水处理量为120 L/d，好氧池气水比为6∶1~10∶1及混合液回流比50%~150%，监测进水水质指标及各工艺单元出水水质指标（TN、TP、${\mathrm{NO}}_3^- $-N、${\mathrm{NH}}_4^+ $-N及COD），并记录试验期间水温（季节性气候影响水温）变化，分析试验期间A2O-MBBR+CWs组合工艺对农村生活污水的处理效果，探究季节性水温变化对组合工艺处理效果的影响。
1.3.2 试验取样
试验期间不定期（每周约1~2次）取样并检测水质，采集装置进水、折流厌-缺氧池出水、好氧膜池出水、碳基潜流湿地出水及沉水植物生态塘出水水样，进水水样取自试验装置进水管，各单元出水水样取自各单元出水口处，并于取样当天完成样品水质指标检测，检测指标包括TN、TP、${\mathrm{NO}}_3^- $-N、${\mathrm{NH}}_4^+ $-N及COD。每次取样时读取生态塘内水温计上水温数值并记录（在0~32 ℃变化），生态塘内水温随季节性温差自然变化。试验装置设计出水标准执行DB 34/ 3527—2019《农村生活污水处理设施水污染排放标准》一级A标准，设计进水浓度及出水标准详见表2。
表 2 装置设计进水浓度及出水水质标准Table 2. Design influent concentrations and effluent quality standards for the devicemg/L 项目 TN浓度 ${\mathrm{NO}}_3^- $-N浓度 ${\mathrm{NH}}_4^+ $-N浓度 COD TP浓度 设计进水浓度 35 5 35 150 3.5 设计出水标准1） ≤20 ≤8（15） ≤50 ≤1.0 1）设计出水标准为DB 34/3527—2019一级A标准。括号外（内）数值分别为水温>12 ℃（水温≤12 ℃）时的控制指标。 1.3.3 水质检测方法
水样中TN浓度采用HJ 636—2012《水质 总氮的测定 碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法》测定，${\mathrm{NO}}_3^- $-N浓度采用HJ/T 346—2007《水质 硝酸盐氮的测定 紫外分光光度法（试行）》测定，${\mathrm{NH}}_4^+ $-N浓度采用HJ 535—2009《水质 氨氮的测定 纳氏试剂分光光度法》测定，COD采用HJ 828—2017《水质 化学需氧量的测定 重铬酸盐法》测定，TP浓度采用GB 11893—1989《水质 总磷的测定 钼酸铵分光光度法》测定。
2. 结果与讨论
2.1 污水处理量对组合工艺处理效果的影响
由图2（a）（b）可知，随着污水日处理量由50 L/d逐渐增加至210 L/d，组合工艺各单元对TN及${\mathrm{NH}}_4^+ $-N的去除效果均呈现下降趋势，TN去除率由91.55%（50 L/d）下降至52.17%（210 L/d），${\mathrm{NH}}_4^+ $-N去除率由97.47%（70 L/d）下降至80.68%（210 L/d），这是因为污水日处理量增大，水力停留时间减小，微生物可用于降解污染物的时间缩短，致使处理效果变差。其中，A2O单元对TN及${\mathrm{NH}}_4^+ $-N的去除率贡献最大，该单元进水TN平均浓度为38.68 mg/L，出水为16.87 mg/L，去除率达56.29%；进水${\mathrm{NH}}_4^+ $-N平均浓度为36.29 mg/L，出水为5.50 mg/L，去除率达84.85%。而碳基潜流湿地进水TN平均浓度为16.87 mg/L，出水为11.96 mg/L，去除率达29.10%；沉水植物生态塘进水TN平均浓度为11.96 mg/L，出水为9.47 mg/L，去除率达20.82%。碳基潜流湿地脱氮效果优于沉水植物生态塘，这是由于潜流湿地的厌-缺氧环境更适宜反硝化脱氮[13]。但沉水植物生态塘对${\mathrm{NH}}_4^+ $-N的去除效果优于碳基潜流湿地，碳基潜流湿地进水${\mathrm{NH}}_4^+ $-N平均浓度为5.50 mg/L，出水为4.04 mg/L，去除率仅26.53%；而沉水植物生态塘进水${\mathrm{NH}}_4^+ $-N平均浓度为4.04 mg/L，出水为2.38 mg/L，去除率达41.07%。这是因为沉水植物生态塘好氧环境更适合硝化反应[14]，使得更多的${\mathrm{NH}}_4^+ $-N硝化成${\mathrm{NO}}_3^- $-N，使${\mathrm{NH}}_4^+ $-N去除率较高。当污水处理量达到150 L/d时，出水TN浓度为15.11 mg/L，超过GB 18918—2002一级A标准，因此，为确保出水TN稳定达标，污水最大处理量为120 L/d。当污水处理量达210 L/d时，出水${\mathrm{NH}}_4^+ $-N浓度为7.07 mg/L，超过GB 18918—2002一级A标准。因此，出水NH4 +-N达标时最大污水处理量为180 L/d。
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图 2 不同污水处理量下组合工艺各单元对污染物的去除效果Figure 2. Pollutant removal effect of each unit of combined process under different sewage treatment capacity由图2（c）可知，进水COD平均值低于100 mg/L，进水有机物含量较低，污水处理量的增加对COD去除效果影响不明显，COD的去除率在75%~90%。当污水处理量由50 L/d增加至210 L/d，出水COD平均值为19.16 mg/L，其中出水最大COD为26.07 mg/L，仍远低于GB 18918—2002一级A标准的50 mg/L。A2O单元对COD的去除贡献最大，因为A2O单元中好氧膜池设有曝气装置，好氧膜池内的好氧环境提高了好氧微生物的生化能力，强化了对COD的去除效果；并且A2O单元内回流硝化液，使得折流缺氧池进一步利用污水中有机物作为碳源，去除污水中一部分COD的同时强化了脱氮效果。碳基潜流湿地对COD的去除贡献次之，因为碳基潜流湿地自身厌缺氧的环境，有利于其利用污水中的有机物作为碳源，降解污水中部分有机物的同时强化脱氮，这也是其TN去除效果较好的原因，此外潜流湿地基质层还可吸附污水中的部分有机物。而生态塘对COD降解效果有限，生态塘进水COD平均值为22.21 mg/L，且多数易生物降解的有机物已降解，剩余有机物降解较困难。
由图2（d）可知，随着污水处理量的增加，出水TP浓度始终处于稳定状态，污水处理量的增加对TP去除效果影响不明显。进水TP平均浓度为3.7 mg/L，出水平均浓度为0.18 mg/L，平均去除率达95.14%，TP去除效果较好。而TP主要在A2O单元去除，A2O单元进水TP浓度达3.7 mg/L，出水仅为0.29 mg/L，出水优于GB 18918—2002一级A标准的0.5 mg/L，这是因为A2O单元不仅有聚磷菌的生物除磷作用，还通过投加3.7 g/d的PAC进行化学除磷，生物除磷+化学除磷使得超90%的磷元素在A2O单元完成去除。而潜流湿地与生态塘主要依靠基质吸附、沉淀、植物生长吸收及微生物降解等作用去除磷元素，并且进入湿地的污水TP浓度已经低至0.29 mg/L，去除难度进一步增大，综合原因导致潜流湿地与生态塘对TP的去除效果一般。
因此，为保证出水各项指标稳定达到GB 18918—2002一级A标准，此工艺最佳污水处理量取120 L/d。
2.2 组合工艺对污染物的去除效果
2.2.1 COD的去除效果
由图3可知，组合工艺整体处理效果试验期间（2022-07-01—2023-01-17，污水处理量为120 L/d），水温呈现波动下降的趋势，由32 ℃降至0 ℃，COD去除率波动变化，水温下降对COD的去除无明显影响，结合图4可知，COD去除率于66.16%~82.51%变化，去除率主要受进水COD影响。研究[15]表明，在厌氧/缺氧条件下，COD主要依靠微生物作用得以去除，而A2O-MBBR+CWs工艺为厌氧-缺氧-好氧-缺氧-好氧交替，强化了COD的去除。运行期间随着水温的降低，虽然进水COD处于80~136 mg/L，但出水COD稳定低于50 mg/L，优于DB 34/3527—2019一级A标准，有机物降解效果较好。A2O段对COD去除率贡献最大，其中折流厌-缺氧接触池COD平均去除率为43.38%，占COD总去除率的65.43%；好氧膜池平均去除率为14.69%，占总去除率的19.87%。A2O段对COD去除率贡献大于85%，这得益于折流厌氧池及好氧膜池中填料有较大的比表面积及较高的污泥浓度，形成从细菌→原生生物→后生生物的食物链，可有效降解水中有机物，并且泥膜共生系统较高的生物多样性保障了温度变化时系统对有机物的良好去除效果[16]；此外，折流厌-缺氧接触池内污水中部分可溶性有机物会作为碳源被反硝化菌利用[17]，同时回流混合液增加折流缺氧池的${\mathrm{NO}}_3^- $-N浓度，促进了折流缺氧池反硝化细菌对碳源的利用，将${\mathrm{NO}}_3^- $-N/${\mathrm{NO}}_2^- $-N反硝化生成氮气[18]。折流厌-缺氧接触池较高的COD去除率也进一步验证了此工艺可高效利用污水中的有机物作为反硝化碳源。而碳基潜流湿地COD平均去除率为7.18%，占COD总去除率的9.18%，潜流湿地自身厌/缺氧环境有利于微生物利用污水中的有机物作为碳源，实现COD去除的同时强化脱氮。相关研究[19]也表明，生物炭填料可以通过静电引力和分子间氢键作用吸附有机物，因此，潜流湿地中污泥生物炭填料也会吸附污水中的一部分有机物。而沉水植物生态塘的COD平均去除率仅3.68%，这是因为进入生态塘的污水COD已经低至30.59 mg/L，且多为难生物降解的有机物，主要依靠吸附及植物吸收等作用去除，效果有限。
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图 3 运行期间组合工艺水温变化对污染物去除率的影响Figure 3. Effect of water temperature variations on pollutant removal efficiency during operation of the combined process![]()
图 4 运行期间组合工艺及其各处理单元对COD的去除效果Figure 4. COD removal effect of the combined process and its individual treatment units during operation2.2.2 氮的去除效果
由图3可知，随着水温由32 ℃逐渐降低至12 ℃，TN及${\mathrm{NH}}_4^+ $-N去除率处于上下波动状态，TN平均去除率达75.61%，${\mathrm{NH}}_4^+ $-N平均去除率达95.70%；而当水温低于12 ℃时，TN及${\mathrm{NH}}_4^+ $-N去除率呈现快速下降的趋势，但平均去除率仍分别达58.56%及80.40%，这是因为季节性水温降低使微生物活性受到抑制，导致脱氮效果减弱。根据组合工艺运行期间（2022-07-01—2023-01-17）进出水污染物浓度统计结果（表3）可知，进水TN、${\mathrm{NH}}_4^+ $-N平均浓度分别为36.56、32.47 mg/L，进水${\mathrm{NH}}_4^+ $-N占TN的88.81%，进水${\mathrm{NO}}_3^- $-N（0.01 mg/L）几乎可忽略。出水TN、${\mathrm{NH}}_4^+ $-N平均浓度分别为11.69、3.5 mg/L，均达到DB 34/ 3527—2019一级A标准，出水${\mathrm{NO}}_3^- $-N平均浓度为6.03 mg/L，可见此工艺有较好的硝化能力，将${\mathrm{NH}}_4^+ $-N转化为${\mathrm{NO}}_3^- $-N，但出水${\mathrm{NO}}_3^- $-N积累，说明此工艺仍有进一步反硝化脱氮的空间。由图5（a）可知，TN在A2O段去除率最高，其中折流厌-缺氧接触池TN平均去除率达44.25%，好氧膜池TN平均去除率为9.55%，这是好氧区硝化菌和缺氧区反硝化菌共同作用的结果；而TN在碳基人工湿地的平均去除率为11.07%，因为碳基人工湿地自身释放碳源以及厌缺氧的环境有利于反硝化脱氮[20-21]，使其保持了一定的脱氮能力；而TN在沉水植物生态塘的平均去除率仅为3.54%，去除效果一般，因为生态塘的好氧环境不利于反硝化脱氮。由图5（b）可知，${\mathrm{NH}}_4^+ $-N的去除主要在A2O段完成，其中折流厌-缺氧接触池${\mathrm{NH}}_4^+ $-N去除率达59.46%，好氧膜池${\mathrm{NH}}_4^+ $-N去除率达24.24%，A2O段${\mathrm{NH}}_4^+ $-N去除率占${\mathrm{NH}}_4^+ $-N总去除率的93.57%。A2O段${\mathrm{NH}}_4^+ $-N去除率高是因为好氧膜池持续曝气，硝化菌可充分利用水中DO将${\mathrm{NH}}_4^+ $-N转化为${\mathrm{NO}}_3^- $-N，再通过混合液回流至缺氧池，由缺氧池反硝化细菌将${\mathrm{NO}}_3^- $-N转化为N2脱除，试验期间TN平均去除率为68.40%，${\mathrm{NH}}_4^+ $-N平均去除率为89.45%，脱氮效果较好。
表 3 组合工艺进水及出水水质Table 3. Influent and effluent water quality of the combined process水质指标 进水平均浓度/(mg/L) 出水平均浓度/(mg/L) 去除率/% TN 36.56±0.15 11.69±0.18 68.40 ${\mathrm{NO}}_3^- $-N 0.01 6.03±0.04 ${\mathrm{NH}}_4^+ $-N 32.47±0.13 3.50±0.05 89.45 COD 103.96±2.54 26.90±0.99 74.12 TP 3.68±0.02 0.22±0.01 94.02 ![]()
图 5 运行期间组合工艺及其各处理单元对TN及${\mathrm{NH}}_4^+ $-N的去除效果Figure 5. Removal effect of the combined process and its processing units on TN and ${\mathrm{NH}}_4^+ $-N during operation由图3可知，随着水温由32 ℃降低至0 ℃，TN去除率由最高的79.19%降低至51.38%，结合图5（a）可知，当水温大于20 ℃时，TN平均去除率超过75%，出水平均浓度为8.41 mg/L，因为在20~32 ℃水温时，微生物活性较高，脱氮效果较好，这与张娜等[22]研究结果一致。当水温由20 ℃降低至5 ℃时，TN平均去除率降低至65.44%，出水平均浓度上升至12.70 mg/L。而当水温处于0~5 ℃时，TN平均去除率降低至52.75%，出水平均浓度上升至17.62 mg/L，TN去除效果受到一定程度影响。研究[23]表明，随着水温的降低微生物活性会受到抑制，当水温<5.6 ℃时，微生物基本处于休眠状态，菌群数量也会锐减，限制微生物对污染物的降解，当水温<4 ℃时，微生物开始死亡。然而此工艺即使在水温低至0 ℃时，TN去除率仍达51.52%，出水始终达到DB 34/ 3527—2019一级A标准。这是因为A2O段泥膜共生，使生物质浓度保持较高的状态，试验期间折流厌-缺氧接触池及好氧膜池MLSS浓度达6 000~8 000 mg/L，并且回流硝化液进一步强化了反硝化脱氮效果；此外，污水逐级通过潜流湿地石灰石、沸石及污泥生物炭填料区，厌氧、好氧反应在此区域同时发生，多种填料表面吸附的有机物以及生物炭填料自身缓释部分碳源促进反硝化脱氮反应，进一步提升脱氮效果。研究[24]表明，生物炭可提高湿地反硝化微生物的丰度和多样性，另外潜流湿地因自身结构原因具有一定的保温作用，使其内部微生物活性得以维持。多重因素影响下使组合工艺整体有较强的抗低温冲击能力，在0 ℃时TN仍保持50%以上的去除率。综上可知，当水温大于5 ℃时，TN去除效果较好，出水稳定低于15 mg/L，此时结合其他污染物去除情况，可适当增加污水处理量。
由图3可知，随着水温逐渐降低，${\mathrm{NH}}_4^+ $-N去除率由最高99.52%降至最低的74.77%，出水${\mathrm{NH}}_4^+ $-N浓度由最低的0.17 mg/L升高至8.40 mg/L，水温降低会抑制硝化及亚硝化细菌活性[25]，导致${\mathrm{NH}}_4^+ $-N去除效果减弱。然而当水温>12 ℃时，出水${\mathrm{NH}}_4^+ $-N平均浓度为1.58 mg/L；当水温≤12 ℃时，出水${\mathrm{NH}}_4^+ $-N平均浓度上升至6.58 mg/L，但出水${\mathrm{NH}}_4^+ $-N始终达到DB 34/ 3527—2019一级A标准。当水温处于20~32 ℃时，${\mathrm{NH}}_4^+ $-N平均去除率超过96%，结合图5（b）可知，此时${\mathrm{NH}}_4^+ $-N出水浓度低于2 mg/L，说明20~32 ℃水温区间内硝化细菌活性较高，使得${\mathrm{NH}}_4^+ $-N整体去除效果优异；当水温由20 ℃逐渐降低至12 ℃时，${\mathrm{NH}}_4^+ $-N平均去除率依旧超90%，去除效果较好，因为研究[26]表明当水温>12 ℃时较适合硝化细菌生长，可促进硝化反应，因此水温在12~20 ℃区间内${\mathrm{NH}}_4^+ $-N依旧保持较高的去除率。当水温由12 ℃逐渐降低至0 ℃，${\mathrm{NH}}_4^+ $-N平均去除率仍达80%，已有研究[27]表明，0 ℃水温下硝化细菌几乎丧失硝化能力，但本研究结果表明即使水温低至0 ℃时，${\mathrm{NH}}_4^+ $-N去除率仍超75%，说明此工艺在低温时有较好的硝化性能。因为本研究A2O-MBBR段池内泥膜共生，载体上生物膜最长污泥泥龄达1个月左右，使得生化池硝化速率受温度的影响程度远低于传统活性污泥法，可显著改善冬季低水温时的硝化效果。魏小涵等[16]研究也表明低水温条件下${\mathrm{NH}}_4^+ $-N出水不达标的主要原因是活性污泥泥龄不足，而水温对硝化菌群活性的影响次之。因此，水温降低虽然一定程度影响了硝化菌群活性，但是本工艺充足的污泥龄确保了低温时${\mathrm{NH}}_4^+ $-N的去除效果。试验期间出水${\mathrm{NH}}_4^+ $-N平均浓度为3.50 mg/L，组合工艺整体表现出较好的硝化性能，氨氮去除效果较稳定。
2.2.3 磷的去除效果
由图3可知，TP去除率随水温变化的幅度较小，基本稳定在94%以上，结合图6可知，进水TP浓度处于3.03~4.14 mg/L，出水TP浓度处于0.14~0.28 mg/L，出水TP优于DB 34/ 3527—2019一级A标准。因为此工艺依靠生物除磷（聚磷菌）与化学除磷（PAC药剂）共同作用，当水温降低时，聚磷菌活性受到抑制，生物除磷效果受到影响，但此工艺投加3.7 g/d的PAC方式辅以化学除磷，使得TP去除率维持较稳定的状态，降低了水温变化对复合工艺除磷效果的影响。A2O单元对TP的去除效果最好，其中厌-缺氧单元出水TP平均浓度为2.48 mg/L，去除率达32.61%；好氧单元出水TP平均浓度为0.29 mg/L，去除率达59.51%，A2O单元整体TP去除率达92.12%。因为A2O-MBBR段的折流设计，可较大程度去除回流混合液中携带的硝态氮，使得厌氧聚磷菌在厌氧段释磷更彻底并在好氧段吸磷更充分，强化生物除磷效果；此外好氧膜池一侧加药辅以化学除磷，使TP去除率维持在较稳定的状态，出水水质稳定优于DB 34/ 3527—2019一级A标准。本工艺A2O-MBBR段生物除磷，主要由折流厌氧池中聚磷菌利用碳源将部分有机物和挥发性脂肪酸转化为聚羟基脂肪酸酯（PHAs），当污水由折流厌氧池流入好氧膜池后再由聚磷菌以PHAs为电子供体完成吸磷[28]。但是生物除磷效果易受聚磷菌活性影响，低水温会限制聚磷菌活性，因此，为了达到稳定的除磷效果，工艺设计时结合了化学除磷。此外，碳基潜流人工湿地基质层的吸附作用以及生态塘沉水植物自身生长也会吸收一部分磷元素。
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图 6 运行期间组合工艺各单元TP进出水浓度与去除率Figure 6. Influent and effluent TP concentrations and removal efficiencies for each unit of the combined process during the operation period综上所述，试验期间装置运行稳定，污染物整体去除效果较好，A2O-MBBR+CWs组合工艺对污水中TN、${\mathrm{NH}}_4^+ $-N、COD、TP平均去除率分别达68.40%、89.45%、73.94%、94.04%，出水平均浓度分别为11.69、3.50、26.9和0.22 mg/L，均达DB 34/ 3527—2019一级A标准。吴琼等[29]研究表明，A2O-MBBR是一种活性污泥与生物膜的复合工艺，具有微生物量大、污泥龄长、容积负荷高、体积小占地省、抗冲击负荷能力强、出水水质好以及运行稳定等特点，并且冬季生物膜法的脱氮效果较活性污泥法好，更适宜处理冬季低温污水，这也是本研究中A2O-MBBR段污染物去除效果较好的主要原因。本研究A2O-MBBR+CWs组合工艺是在A2O-MBBR工艺基础上增加了CWs深度处理区，进一步强化了工艺整体的净化性能及运行稳定性，TN及${\mathrm{NH}}_4^+ $-N的去除受季节性水温变化影响较小，而COD及TP的去除几乎不受季节性水温影响，试验期表现出较强的抗冲击负荷能力，适用于生活污水水质水量变化较大的农村地区使用。
2.3 组合工艺的经济性分析
该组合工艺成本主要包括建设费用及污水处理费用。其中，建设费用用于搭建试验装置，包括购买装置池体、附属电气设备、填料、沉水植物及水管配件等，耗费约3 000元。根据试验期间最大污水处理量0.18 m3/d，换算处理1 m3污水建设成本约1.67万元。污水处理费用主要为装置运行产生，包括设备耗能、药剂费、污泥处置费用及人工费。电气设备包括：进水泵（功率2 W，Q=2.8 m3/d）、回流泵（功率2 W，Q=2.8 m3/d）、增氧机（功率5 W，曝气量=5 L/min）及蠕动加药泵（功率2 W）。按设备实际最大使用功率计算：进水泵为0.13 W，回流泵为0.19 W，增氧机为1.25 W，加药泵为2 W，设备实际使用总功率为0.003 57 kW·h，单日耗电0.086度，处理1 m3污水消耗电量为0.48 kW·h，以工业用电0.7元/ kW·h计，电能消耗为0.33元/m3。PAC药剂成本约2.4元/kg，使用量为3.7 g/d，处理1 m3污水需投加20.56 g，PAC耗费成本为0.05元/m3。污泥外运处置费=污泥量×单位体积污泥处置费，吨水产生干污泥量为0.09 kg，结合城镇污水处理厂污泥外运及处置单价60元/t计算，吨水污泥外运处置费=0.09 kg×0.06元/kg=0.054元。因小试装置运行后定期巡检即可，人工费以实际工程经验估算，万吨污水厂由1~2人运维，单人工资3 000元/月，按2人运维折算人员工资指标约0.02元/t水，费用明细详见表4。综上所述，运行处理费用约0.46元/m3。但随着污水处理量的增大，吨水建设成本及运行成本会有所降低，小试试验期间的建设及运行处理费用仅供参考。
表 4 组合工艺运行处理费用明细Table 4. Detailed breakdown of operating costs of the combined process项目 分项 吨水处理消耗
电量/药剂量单价 吨水处理
费用/元电费 进水水泵 0.017 kW·h 0.7元/(kW·h) 0.012 回流泵 0.025 kW·h 0.018 增氧机 0.167 kW·h 0.117 小型蠕动泵 0.267 kW·h 0.186 药剂费 PAC 20.56 g 2.4元/kg 0.050 污泥处置费 0.09 kg 60元/t 0.054 人工费 0.020 合计 0.457 3. 结论
（1）A2O-MBBR+CWs组合工艺对农村生活污水处理效果较好，对污水中TP及COD的去除效果受水温变化影响不大，对TN、${\mathrm{NH}}_4^+ $-N、TP和COD平均去除率分别可达68.4%、89.45%、94.02%和73.94%。当水温≤5 ℃时，出水水质稳定达到DB 34/ 3527—2019一级A标准；当水温>5 ℃时，出水水质可达GB 18918—2002《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级A标准。该工艺可高效利用系统内的有机物作为碳源强化反硝化脱氮，在水温低至0 ℃时对TN去除率仍超过50%。
（2）A2O-MBBR+CWs组合工艺冬季最佳污水处理量为120 L/d，非冬季最佳污水处理量为180 L/d。季节性水温变化（由32 ℃逐渐降至0 ℃）仅对组合工艺脱氮有一定影响，其中TN去除率由79.19%降至51.38%，${\mathrm{NH}}_4^+ $-N去除率由99.52%降至74.77%。即使水温低至0 ℃，出水水质仍稳定达到DB 34/ 3527—2019一级A标准，并且${\mathrm{NH}}_4^+ $-N的去除率仍达74.77%。这得益于泥膜共生，长达1个月的污泥龄确保了低温时的硝化反应，试验期间运行稳定，表现出较强的抗水温变化能力。
（3）A2O-MBBR前置工艺采用两种悬浮生物载体供微生物附着生长，形成泥膜共生系统，并且碳基潜流湿地采用污泥生物炭、石灰石、沸石多种介质填料，强化其过滤性能的同时为微生物提供大量附着生长空间，提升了其生物处理能力。A2O-MBBR前置工艺泥膜共生，生物质浓度高，CWs后置复合湿地作为深度处理段，可进一步处理污水，使得系统整体抗冲击负荷能力更强。
（4）A2O-MBBR+CWs组合工艺适用于水质水量变化较大的农村地区生活污水治理，其运行稳定、处理高效，污水处理费用约0.46元/m3，且可根据出水标准、场景及用途不同灵活调整A2O-MBBR+CWs工艺段。该组合工艺可为我国农村生活污水治理工程提供数据参考和依据，为农村闲置荒地提供资源化利用途径，在国家高度重视农村环境质量提升的趋势下，有着广泛的市场应用空间。
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图 1 A2O-MBBR+CWs组合工艺流程
Figure 1. Process flow diagram of the A2O-MBBR+CWs combined treatment system
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图 2 不同污水处理量下组合工艺各单元对污染物的去除效果
Figure 2. Pollutant removal effect of each unit of combined process under different sewage treatment capacity
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图 3 运行期间组合工艺水温变化对污染物去除率的影响
Figure 3. Effect of water temperature variations on pollutant removal efficiency during operation of the combined process
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图 4 运行期间组合工艺及其各处理单元对COD的去除效果
Figure 4. COD removal effect of the combined process and its individual treatment units during operation
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图 5 运行期间组合工艺及其各处理单元对TN及${\mathrm{NH}}_4^+ $-N的去除效果
Figure 5. Removal effect of the combined process and its processing units on TN and ${\mathrm{NH}}_4^+ $-N during operation
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图 6 运行期间组合工艺各单元TP进出水浓度与去除率
Figure 6. Influent and effluent TP concentrations and removal efficiencies for each unit of the combined process during the operation period
表 1 试验装置各单元设计参数
Table 1 Design parameters of each unit of the experimental apparatus
装置参数 池体长×宽×高/m 运行水深/m 水力停留时间
（HRT）/d折流厌-缺氧接触池 0.4×0.3×1.0 0.80 0.80 好氧膜池 0.3×0.2×0.8 0.75 0.38 碳基潜流湿地 0.4×0.4×0.8 0.70 0.93 沉水植物生态塘 0.8×0.8×1.0 0.65 3.47 
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表 2 装置设计进水浓度及出水水质标准
Table 2 Design influent concentrations and effluent quality standards for the device
mg/L 项目 TN浓度 ${\mathrm{NO}}_3^- $-N浓度 ${\mathrm{NH}}_4^+ $-N浓度 COD TP浓度 设计进水浓度 35 5 35 150 3.5 设计出水标准1） ≤20 ≤8（15） ≤50 ≤1.0 1）设计出水标准为DB 34/3527—2019一级A标准。括号外（内）数值分别为水温>12 ℃（水温≤12 ℃）时的控制指标。
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表 3 组合工艺进水及出水水质
Table 3 Influent and effluent water quality of the combined process
水质指标 进水平均浓度/(mg/L) 出水平均浓度/(mg/L) 去除率/% TN 36.56±0.15 11.69±0.18 68.40 ${\mathrm{NO}}_3^- $-N 0.01 6.03±0.04 ${\mathrm{NH}}_4^+ $-N 32.47±0.13 3.50±0.05 89.45 COD 103.96±2.54 26.90±0.99 74.12 TP 3.68±0.02 0.22±0.01 94.02
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表 4 组合工艺运行处理费用明细
Table 4 Detailed breakdown of operating costs of the combined process
项目 分项 吨水处理消耗
电量/药剂量单价 吨水处理
费用/元电费 进水水泵 0.017 kW·h 0.7元/(kW·h) 0.012 回流泵 0.025 kW·h 0.018 增氧机 0.167 kW·h 0.117 小型蠕动泵 0.267 kW·h 0.186 药剂费 PAC 20.56 g 2.4元/kg 0.050 污泥处置费 0.09 kg 60元/t 0.054 人工费 0.020 合计 0.457
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