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水资源短缺与能源危机推动了水处理技术的革新。在“双碳”背景下，传统的以能耗换水质的水处理技术已无法满足可持续发展的要求[1]。开发以能源再生-资源回收为目的的新技术，降低水处理过程中的碳排放，对于实现我国的“双碳”目标有着重要意义[2]。与传统的好氧生物处理技术相比，厌氧生物处理技术能够在废水处理过程中实现资源回收和能源再生，在水处理中具有广阔的应用前景[3-4]。近年来厌氧生物处理技术开始逐步应用于低浓度废水(如市政污水)的处理，但有机物含量低时厌氧微生物生长缓慢，且低产气量较难实现泥水混合液的充分搅拌，导致有机物的去除转化效果不理想，从而限制了厌氧技术在低浓度废水处理中的应用[5]。厌氧膜生物反应器(anaerobic membrane bioreactors, AnMBR)采用厌氧处理与膜分离相结合的方式，将水力停留时间(hydraulic retention time, HRT)和污泥龄(sludge retention time, SRT)分开[6]，有效弥补了传统厌氧生物处理技术存在的弊端，具有生物量大、出水水质高以及能耗低等优点[7]，是实现低浓度废水厌氧生物处理的理想技术。
已有很多研究报道了AnMBR用于处理低浓度废水时可以实现较好的有机物去除和产甲烷性能，但运行过程中存在着膜污染的问题，常需要通过沼气循环、混合液回流等方式增大体系混合程度来减轻膜污染。另一方面，AnMBR出水中含有较多的溶解性甲烷(dissolved methane, DCH4)，甲烷是一种温室气体，DCH4解吸后[8](释放到大气)会造成能量流失和温室效应。现有研究[9-11]表明，AnMBR出水DCH4的质量浓度为8.8~19.1 mg·L–1，因此，而流失的甲烷占总甲烷产量的23%~88%。在较多研究中，测得DCH4的浓度经常高于亨利定律计算的理论值，即AnMBR出水的DCH4往往是过饱和的[12]，其过饱和度即相比于理论DCH4的倍数为1.3~4.1倍[9,13]。已有部分研究通过外置气体分离器[14-17]对AnMBR出水DCH4进行回收并取得了较好的效果，但上述过程存在着能量消耗、占地增加和工艺流程长等问题。甲烷的液-气传质会显著改变甲烷的溶解程度，其传质系数[10,18]主要受反应器运行条件(如负荷、混合效率、温度)的影响，在不同工况下AnMBR出水DCH4的过饱和度具有较大的差异[19]。YEO等[10]在采用混合液循环的AnMBR中研究结果表明，随着负荷提升产气速率不断增大，有利于解除甲烷气-液传质的限制，从而降低了DCH4的过饱和度。研究不同工况对AnMBR中甲烷气-液分配特征的影响，有望通过反应器运行方式的调控，实现原位降低DCH4的浓度。为此，本研究针对AnMBR出水存在DCH4过饱和问题，基于AnMBR的低浓度废水处理过程，探究了不同负荷和混合方式对有机物去除和DCH4的影响。揭示上述过程甲烷气-液传质系数的变化规律并阐明AnMBR中甲烷的气-液分配特征，进一步用于指导反应系统运行，以期为降低AnMBR的碳排放量和能耗提供参考。
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本实验所用AnMBR装置如图1所示，反应器主体为有机玻璃材质的长方体形容器(长×宽×高=30 cm×20 cm×25 cm)，有效容积为11 L。反应器内设置聚偏氟乙烯(PVDF)材质的中空纤维膜(MBR-0.1F，海科滤膜)，膜组件构型采用U型，膜丝数量共80根，单根膜丝的内、外径分别为0.8 mm和1.8 mm，膜孔径为0.1 μm，膜组件总有效面积0.19 m2。反应器进出水采用蠕动泵控制(BT100-2J，兰格恒流泵有限公司)，出水泵与膜组件之间设有压力变送器(SIN-P300，中国杭州联测自动化技术有限公司)，用于监测跨膜压差的变化。反应器外部覆盖有加热带(鸿泰电热配件)，用于维持反应器内部的温度，内部温度由反应器顶部的温度计读取。反应器顶部设有阀门用于连接沼气袋和收集厌氧反应所产气体。反应器两侧均设有取样口用于采样分析。
AnMBR每个运行周期为10 min，其中出水8 min，松弛2 min。反应器设有2种不同的混合方式：从出水侧将泥水混合液泵回进水侧以进行循环混合；内部设置1个造浪泵(JVP-100AB)进行浪式脉冲混合。
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反应器接种污泥为黑色厌氧颗粒污泥，取自升流式厌氧污泥床反应器。实验进水采用由葡萄糖、尿素、磷酸二氢钾等人工配制而成的模拟废水，具体水质成分如下：0.23 g·L–1 尿素、0.11 g·L–1 KH2PO4、1 g·L–1 K2HPO4、0.05 g·L–1 Na2SO4、0.1 g·L–1 MgCl2·6H2O、0.05 g·L–1 CaCl2·2H2O、10 mL·L–1 微量元素、10 mL·L–1 维生素(注：微量元素和维生素具体组成参考文献[20])。缓冲物质为质量浓度为1 g·L–1的碳酸氢钠。葡萄糖的用量根据实验进行调整。
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控制AnMBR反应器温度为(35±1) oC，水力停留时间(HRT)为20 h，通过改变进水COD来改变反应器的负荷。反应器启动后共运行87 d，运行过程根据负荷和混合方式分为6个阶段，其中3个负荷水平(A、B、C)对应的进水COD分别为500、1 000、1 500 mg·L–1，每个负荷下混合方式分为循环混合与浪式脉冲混合，各运行工况条件见表1。
每天取进出水水样测定COD值(哈希(Hach)试剂盒，2125815-CN)，取反应器内混合液样品用于DCH4的浓度测定(见1.4)；沼气袋内收集气体的体积用注射器抽取测量，并用气相色谱(天美GC7900，中国)分析其组分及含量。各运行阶段结束时，取反应器内混合液用于生物量(MLSS和MLVSS)的测定(重量法)。
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1)水中DCH4的测定。水中的DCH4采用顶空平衡法进行测定。在20 mL的密封小瓶中注入3.5 mol·L–1的盐酸1 mL，用于抑制产甲烷菌的生理活性，从反应器内采集9 mL混合液样品注入小瓶中。将小瓶在25 oC的振荡器中振荡5 min，并放置3 h使CH4达到气液平衡，平衡后取1 mL顶空气体注入气相色谱分析气体组成。反应器混合液中DCH4的浓度根据亨利定律计算(式(1))[21]所示。根据亨利定律推出式(2)。
式中：CL为液体中DCH4的质量浓度，mg·L–1；CG,eq是平衡后样品瓶顶空中CH4的质量浓度，mg·L–1；CL,eq是样品瓶液体中与顶空平衡的CH4质量浓度，mg·L–1；VG和VL分别为样品瓶中液体和气体的体积，L。
式中：PP,eq是CH4在顶空中与液相平衡时的分压，Pa；
MCH4 是CH4的相对分子质量，16 g·mol–1；Hcp为亨利常数，mol·(m3·Pa)–1，在25 ℃时为1.4×10–5 mol·(m3·Pa)–1。2) COD质量平衡计算。在各工况运行稳定后，根据式(3)[18]进行COD的物料衡算，以分析有机物分布去向。
式中：Cin和Ceff分别为进出水COD，mg·L–1；
CDCH4 为DCH4质量浓度(以COD计)，mg·L–1；CGCH4 为以COD计气态CH4质量浓度，mg·L–1；Cother是其他所有包括生物质合成、微生物代谢产物(可溶性微生物产物(SMP)、胞外聚合物(EPS))生成和硫酸盐还原等用到的耗氧有机物(以COD计)，mg·L–1。将产生的CH4转化为COD(CH4+2O2=CO2+2H2O )。值的注意的是，CO2不会贡献COD，故不出现在COD质量平衡中[22]。3)CH4传质系数的计算。AnMBR中CH4由液相向气相的传质系数可由式(4)[10]进行计算。
式中：KLa为由液相向气相的传质系数，h–1；CL为液体中DCH4的质量浓度，mg·L–1；Qg为甲烷产气速率，L·h–1；V是反应器的有效体积，L；PCH4为AnMBR顶空中CH4的分压，Pa；R是理想气体常数，8.31×103 L·Pa·(mol·K)–1；T是温度，K；QV (Qg/V)为反应器的CH4产气量，L·(L·h)–1；Ceq是与气相中CH4分压处于热力学平衡的DCH4的质量浓度，mg·L–1；KH是CH4的亨利常数，35 oC时为1.18×10–7 mol·(L·Pa)–1。
4)能量计算。CH4的热值约为37.8 MJ·m–3，按电能转换效率为35%计算CH4转换成的电能(式(5))[23]。反应器运行过程中混合所用设备的能量需求通过设备的功率和运行时间得出(式(6))。反应器运行过程中的净能量(E)由设备能源消耗与回收甲烷所得能源的差值计算(式(7))。
式中：
WCH4 为CH4转化的电能，kWh；VCH4 为CH4的体积，m3式中：W消耗为设备消耗的能量，kWh；P为设备的功率，浪式脉冲设备功率为3 W，混合液循环设备功率为20 W；t为设备运行时间，h。
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本研究中AnMBR共运行87 d，固定反应器的HRT为20 h，通过增加进水COD来提升负荷，在此期间研究了反应器不同混合形式对有机物去除性能的影响，各运行工况下进出水的COD值及去除率变化如图2所示。结果表明，AnMBR可实现对有机物的高效去除，COD平均去除率超过90%，提升进水负荷AnMBR对有机物仍可保持着良好的去除效果，具有一定的抗冲击负荷性。如图2所示，各负荷下AnMBR浪式脉冲混合时对有机物的去除效果均好于循环混合，在进水COD为500 mg·L–1，负荷为0.6 kg·(m3·d)–1时，循环混合模式下反应器出水的COD值为(48±4.9) mg·L–1，对应COD去除率为(90.7±0.8)%；改用浪式脉冲混合模式后，COD去除率提升至(96.8±0.4)%。这是因为浪式脉冲混合的系统扰动强度更高，促进了微生物与底物的接触与利用，从而提高了有机物的去除效果[24]。
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在AnMBR的运行过程中，测定各运行工况下的CH4产气量(QV)和DCH4，结合亨利定律和式(4)计算出理论DCH4和甲烷传质系数(KLa)。如图3所示，各阶段反应器液相中DCH4均处于过饱和状态，DCH4浓度为理论浓度的1.3~2.1倍，该水平位于已报道的AnMBR中DCH4过饱和度范围之内[25-26]。在相同负荷下，浪式脉冲混合时DCH4的浓度和过饱和度均低于循环混合时(图3(c)~(d))。在负荷为0.6 kg·(m3·d)–1下，循环混合时DCH4为20.2 mg·L–1，对应过饱和度为2.1；而浪式脉冲混合时DCH4为12.6 mg·L–1，对应过饱和度为1.3。上述结果是由于不同条件下CH4的KLa不同导致的，KLa较大时，CH4能更好地从液相扩散至气相，从而有利于降低DCH4浓度及过饱和度。KLa通常与甲烷生成速率、混合效率、流体黏度和温度等因素有关[10,27]。在本研究中，反应器内流体黏度与温度基本保持不变，而浪式脉冲混合时CH4的KLa更大，这主要由2方面原因造成：一方面，浪式脉冲混合时体系的混匀度更高；另一方面，由上文可知，浪式脉冲混合时有机物的去除效果更好，对应CH4的Qv更大。在相同负荷水平，YEO等采用沼气循环混合时DCH4的过饱和度为2.2~2.5[10]，对应KLa为(0.018±0.003)~(0.088±0.017) h–1，由此可见，浪式脉冲混合在降低DCH4浓度及过饱和度方面比液体循环或气体循环混合具有更好的效果。
如图3所示，随着进水负荷的提升，2种混合方式的DCH4浓度均有升高。其中，循环混合时的DCH4由20.2 mg·L–1上升至23.4 mg·L–1(图3(c))，对应DCH4的过饱和度由2.1降至1.9；浪式脉冲混合时的DCH4由12.6 mg·L–1升至15.6 mg·L–1(图3(d))，对应DCH4的过饱和度由1.3降至1.2。可以看出，随着负荷的提升，DCH4的过饱和度逐渐降低。这一结果与YEO等[10]的研究结果一致。CH4的QV随负荷的提升而增加(图3(a)~(b))，Qv与负荷呈现较好的正相关关系(R2=0.998)，WIJEKOON等[28]的研究中也得出了相似的结论。因为CH4的KLa正比于QV(式(4))，所以KLa随负荷提升也不断增大，且与负荷也呈现出较好的正相关关系(R2=0.997)。高负荷(1.8 kg·(m3·d)–1)时CH4的KLa ((0.57±0.03) h–1)约为低负荷(0.6 kg·(m3·d)–1)时KLa ((0.15±0.01) h–1)的3~4倍。综上所述，CH4的Qv和KLa均与负荷显著相关，随着负荷提升DCH4不断升高，但DCH4的变化程度(增加倍数)小于Qv，这是因为随负荷提升KLa也同时增大，导致更多的DCH4扩散至气相，从而使DCH4在过饱和度上呈现下降趋势。
在AnMBR的运行过程中，计算不同运行工况下CH4在气/液相中的分布及在进水COD中的占比(见图4)。同负荷下，循环混合时气态CH4占总CH4及进水COD的比例均低于浪式脉冲混合时。如负荷为0.6 kg·(m3·d)–1，循环混合时气态CH4占总CH4及进水COD的比例分别为76.0%和50.2%；浪式脉冲混合时气态CH4占总CH4及进水COD的比例分别为84.5%和57.0%。这是因为浪式脉冲混合(KLa更大)可促进CH4从液相向气相的传质，这与上文的分析结果一致。
如图4所示，随着进水负荷的提升，DCH4占总CH4及进水COD的比例逐渐下降，而气态CH4占总CH4及进水COD的比例不断升高，表明AnMBR在高负荷下更容易对有机物中的能量进行回收。此外，AnMBR中可回收的气态CH4占进水COD的比例(50.2%~60.0%)低于通常文献报道的CH4含量70%~85%[29-31]，这是由于本研究关注的处理对象为低浓度废水，所用的进水COD和负荷水平要低于上述报道，根据上文分析此时的KLa较低从而导致了较多的进水COD以DCH4形式存在。
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进水COD在AnMBR中的转化形式可能为气相CH4、DCH4、生物量增长和出水残留等，为了进一步阐明进水底物的电子流向，对各运行工况下AnMBR进行了COD质量衡算，结果见图5。由图5可知，总CH4 (DCH4+气态CH4)占进水COD的主要部分，为61.0%~67.4%，DCH4占比为4.3%~16.1%。以COD计的气态CH4、DCH4和出水COD加和后与进水COD的差值表示为Cother，在3种不同的负荷下的占比为24.4%~30.6%，这部分COD主要用于生物量合成、微生物代谢产物(SMP、EPS)的产生和微量的硫酸盐还原等，在其他AnMBR中也观察到了类似的COD转化[17,32]。整个运行过程没有对AnMBR进行排泥，但反应器内生物量(MLVSS)变化较小，从6 020.4 mg·L–1增加到6 820.7 mg·L–1。生物量(MLVSS)与COD的换算关系[33]约为1 g=1.4 g，计算后可知，用于生物增长的COD只占了Cother的3.1%~3.5%，以上结果表明大部分Cother可能以微生物代谢产物(SMP、EPS)的形式存在。微生物代谢产物主要为大分子的多糖和蛋白质[34-35]，出水膜可能对这些化合物有很强的截留作用，进而导致了膜污染。关于不同负荷与混合方式对微生物代谢产物及膜污染的特征影响需要后续进一步的研究。
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净能量平衡是评价系统应用时能量回收潜力的重要指标，通过能量需求与能量回收的差值来计算。本研究中，AnMBR运行过程保持HRT与温度恒定，各阶段的所需能量主要来自混合方式的电耗；各阶段的回收能量来自气相CH4。各运行条件下的CH4回收量和相关能量计算见图6和图7。
如图7所示，相比于循环混合，浪式脉冲混合时的CH4回收量更大且总能量消耗更低。浪式脉冲混合的CH4产量比循环混合条件下提高了6.5%~9.2%(图7)。由上文分析可知，这是由更多有机物转化和更高的气相CH4导致。另一方面，由图6和图7可知，浪式脉冲混合所需的能耗只有循环混合的15%，但甲烷回收率提升了6.5%~9.2%，因此，计算分析后，浪式脉冲混合时AnMBR总能量消耗比循环混合时降低了85.9%~88.0%。随着负荷的提升，AnMBR总能量消耗不断降低，高负荷(1.8 kg·(m3·d)–1)时总能耗比低负荷(0.6 kg·(m3·d)–1时下降了约16.9%。由此可知，通过调整运行参数如缩减HRT等进一步提升负荷有利于实现AnMBR处理废水过程的能量平衡甚至能量盈余。ASLAM等[36]在负荷为5.8 kg·(m3·d)–1的条件下，在流态化厌氧陶瓷膜生物反应器中实现了0.099 kWh·m–3的能量盈余，与本研究所得高负荷运行时AnMBR易实现能量平衡或盈余的结论一致。
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1) HRT维持在20 h，进水负荷为0.6~1.8 kg·(m3·d)–1的运行条件下，AnMBR可实现高效稳定的有机物去除效果(COD去除率>90%)，浪式脉冲混合时的有机物去除效果比循环混合时更好。
2) AnMBR在浪式脉冲混合时(KLa大)，CH4能更好地从液相扩散到气相，其DCH4的浓度和过饱和度及占进水COD的比例均比循环混合时低，且随负荷提升，这些指标进一步降低。
3) AnMBR进水大部分COD (61.0%~67.4%)转化为了CH4，其中气相CH4占比为50.2%~60.0%，剩余进水COD主要转化为微生物代谢产物。
4) AnMBR浪式脉冲混合的总能耗比循环混合时低85.9%~88.0%，提高负荷有利于实现AnMBR处理污水过程的能量平衡甚至能量盈余。
负荷与混合方式对厌氧膜生物反应器中甲烷气-液分配特征的影响
Effects of load and mixing mode on methane gas-liquid distribution characteristics in anaerobic membrane bioreactors
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摘要: 厌氧膜生物反应器(anaerobic membrane bioreactors, AnMBR)出水普遍存在过饱和的溶解性甲烷(dissolved methane, DCH4)，易造成能量流失和温室效应，阐明AnMBR中甲烷气-液分配特征对提高甲烷回收率具有重要意义。为此，本文研究了负荷和混合方式对AnMBR中甲烷气-液分配特征的影响。结果表明，在35 oC，负荷为0.6~1.8 kg·(m3·d)–1的条件下，AnMBR实现了较好的有机物去除效果(COD去除率>90%)，运行过程DCH4均处于过饱和状态(过饱和度为1.3~2.1)，随着负荷的提升DCH4浓度升高，过饱和度有所下降；相比于循环混合，在浪式脉冲混合条件下的甲烷传质系数(KLa)更大，其中DCH4浓度、过饱和度及DCH4占进水COD的比例均较低。AnMBR大部分进水COD转化为甲烷，主要以气态形式存在 (50.2%~60.0%)。浪式脉冲混合时反应器总能耗比循环混合降低了85.9%~88.0%，提升负荷有利于实现AnMBR处理废水过程的能量平衡。
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关键词:
- 厌氧膜生物反应器 (AnMBR) /
- 溶解性甲烷 /
- 负荷 /
- 混合方式 /
- 传质系数
Abstract: Dissolved methane (DCH4) is commonly found in the effluent of anaerobic membrane bioreactor (AnMBR), thus easily causing energy loss and greenhouse effect. Understanding the characteristics of methane gas-liquid distribution is crucial to improve the methane recovery in AnMBR. This study investigates the effects of load and mixing mode on the methane gas-liquid distribution in AnMBR. The results showed that the AnMBR achieved favorable organic removal (COD removal >90%) at 35 oC and 0.6~1.8 kg·(m3·d)–1 load, but DCH4 remained oversaturated (oversaturation ratio of 1.3~2.1) throughout operation. As the load was elevated, DCH4 concentrations also increased while the oversaturation ratios decreased. Wave-pulse mixing mode, with higher methane transfer coefficient (KLa), resulted in lower DCH4 concentration, oversaturation ratio and the proportion of DCH4 to influent COD compared with cyclic mixing mode. Most of the influent COD was converted to methane in gaseous form (50.2%~60.0%). The total energy consumption of reactor under wave-pulse mixing mode was 85.9%~88.0% lower than that of cyclic mixing mode. Elevating load is prone to achieve a net energy balance during AnMBR wastewater treatment.-
Key words:
- anaerobic membrane bioreactors (AnMBR) /
- dissolved methane /
- load /
- mixing mode /
- transfer coefficient
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近年来，我国农村生活污水治理作为农村人居环境整治的重要内容，越发受到人们的重视，《农村人居环境整治提升五年行动方案(2021—2025年)》明确指出了对提高农村生活污水治理率、推进农村厕所革命的要求。其中，探讨污水排放特征是农村生活污水治理的重要一环，农村生活污水排放特征是指农村居民生活产生的污水排入环境中时水温、水量和水质等特点，其揭示了农村地区排放污水的污染物负荷情况和变化规律，帮助农村地区更加科学地选用和设计适宜的污水治理工艺模式和处理设施规模，也为农村生活污水的治理规划提供基础数据[1-3]。目前，关于农村生活污水排污特征的研究，多集中于太湖、巢湖以及三峡等重要流域周围的普通农村地区，且主要以农户为研究对象进行抽查调研，如程方奎等[4]入户调研了太湖流域的3个样本家庭，采用源分类的方法探讨了污水中污染物负荷的特点，何源等[5]以巢湖地区典型农户家庭为调研对象，研究了每户产生黑水和灰水水量以及产污系数，彭绪亚等[6]探讨了三峡库区18户典型农户的污水产生量与污染物负荷情况，并研究了地域、收入水平和季节等因素对其的影响。
城郊型村镇，是指位于城乡结合部的村镇地区[3]，处于城乡要素相互融合的过渡性地带[7]。近年来，随着城镇化的快速发展，越来越多农村地区被纳入城市建设的规划范围，城乡结合部的面积不断扩大，城郊型村镇作为一类典型的农村地区也逐渐引起人们的关注[3,7-8]。不同于普通农村地区，城郊型村镇具有较高密度的人群和相对发达的经济，境内居民生活水平普遍更高且产业类型更为多样[9-10]，然而，同时城郊型村镇也面临滞后的基础设施建设无法与日益增加的污染排放相匹配的现状，农户改厕、污水收集管网和处理设施建设等工作进展较为缓慢，使得城郊型村镇的环境污染问题较为突出[11-12]。目前，城郊型村镇的生活污水治理多套用普通农村地区或城市的治理模式，针对该典型农村地区生活污水排放特征的研究也较为薄弱[3,13]。因此，本研究以北方地区黄河流域下的一个典型城郊型村镇——山西省晋城市巴公镇为研究对象，探讨了该镇区内集中收集的农村生活污水排入环境中时的水温、水量和水质特点，了解该城郊型村镇生活污水排放特征和污染负荷情况，补充该类典型农村地区生活污水治理的基础数据，从而帮助更科学的选择城郊型村镇污水治理工艺模式，推进后续农村生活污水治理项目。
1. 材料与方法
1.1 研究区概况
山西省晋城市巴公镇位于山西省东南部，全镇辖38个行政村、2个社区，总面积112 km2，人口6.2×104人；地貌以山地丘陵为主，年平均气温约10 ℃，年降水量618.3 mm，四季分明，雨热同期；境内主要河道有巴公南河、巴公北河等8条[14]。巴公镇作为典型城郊型村镇，境内煤、铁资源丰富，社会经济发展和居民生活水平均较普通农村地区更高，居民住宅楼分布集中，地面硬质化比例较高，基础设施建设较为完善。另外，境内“改水、改厕、改污”工作同步进行中，自来水供应基本实现全覆盖，农户厕所改造和污水管道铺设工作还在持续推进，管道收集方式采用雨污合流制，目前建成区已有污水处理厂2座。
本研究依据巴公镇生活污水治理工作的推进情况，以巴公一村、二村、三村和四村的部分区域为研究对象，具体覆盖范围由北到南依次为巴原街、科工贸大街和南环街两侧的居民居住区(图1)，居民产生的生活污水通过地埋式污水管道集中收集，统一汇入南环街东南侧排污口，经过简单的土壤渗滤处理后排入荒地。值得注意的是，由于研究区内持续进行的农户厕所改造和污水管道铺设工作，笔者探讨研究区排污特征主要分为3个阶段：1) 2021年10月—2022年7月，管道扩建前期，排污口主要收集了科工贸大街两侧的居民生活污水；2) 2022年8月—2022年11月，管道扩建后期，污水管道新接入南环街和巴原街两侧的居民生活污水，排污口污水水量增大；3)2022年12月—2023年3月，集中改厕后期，研究区内改厕率提高，排放污水中污染物浓度提高。
根据实地调研，截至2023年3月，巴公镇研究区总面积约0.88 km2，总人口约5 000人，研究区内除一般居民住宅楼外，还有商场1座、小型餐馆约60个、洗浴中心2个、住宿学校2所、医院1座以及若干其他商铺，根据其污水产生的特点，污水来源主要可分为普通居民生活用水、餐饮行业用水、洗浴中心用水和降水4种类型。其中，1)普通居民生活用水，包括一般居民生活用水、住校学生用水和普通商铺用水，污水收集方式分为2种：已完成厕所改造的农户，居民生活产生的厕所污水先收集至化粪池中沉淀发酵，上清液再与居民洗漱、洗浴和餐厨污水共同汇入污水管道；未完成厕所改造的农户，居民产生的生活污水只有灰水进入污水管道。2)餐饮行业用水，包括研究区内60个餐馆用水和2所学校食堂用水，产生污水首先经过隔油池初步处理，并过滤食物残渣后进入污水管道，排放量约50~80 m3·d−1。3)洗浴中心用水，指研究区内2个洗浴中心的用水，主要分为淋浴用水和浴池用水两方面，产生污水直接排入管道，排放量约5~15 m3·d−1。4)降水，主要集中在每年雨季6月—9月，直接汇入污水管道随居民生活污水共同排出。经过初步测算，巴公镇研究区在非雨季期间，排放生活污水水量约80%~90%来自普通居民生活用水，5%~10%来自餐饮行业用水，1%~5%来自洗浴中心用水。
1.2 样品采集
采样点设置于研究区内南环街东南侧的排污口处，从2021年10月—2023年3月，持续一年半监测排污口水温、水量和水质的基本情况，监测频率为每月2~3次，具体采样日期避开降水天气，尽量降低非雨季期间降水对研究区污水排污特征的影响。水温检测采用一般的水温计测量，水量检测采用旋浆式流速仪结合管道污水断面面积进行估算，水质检测通过实地采样后带回实验室分析测定。
1.3 检测分析
水质检测，选用聚丙烯无菌采样瓶采集水样，将水样于4 ℃的条件下低温保存，并于采样后的第2天进行水质检测。综合山西省《农村生活污水处理设施水污染物排放标准》(DB 14/726-2019)和山西省《污水综合排放标准》(DB 14/1928-2019)，研究选用TN、NH4+-N、TP、COD作为水质检测指标，TN采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法测定(HJ 636-2012)，NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法测定(HJ 535-2009)，TP采用钼酸铵分光光度法测定(GB 11893-1989)，COD采用重铬酸盐法测定(HJ 828-2017)。
2. 结果与分析
2.1 巴公镇研究区生活污水水温分析
2021年10月—2023年3月，巴公镇研究区排放的污水月平均水温和月平均气温变化如图2所示。根据巴公镇月平均气温的变化情况，可将当地的四季时段划分为春季3—5月、夏季6—8月、秋季9—11月和冬季12月—翌年2月，其中2022年和2023年的1月份月平均气温(分别为-0.5和-1.0 ℃)最低，2022年8月份月平均气温(24.5 ℃)最高。同时，巴公镇研究区排放的生活污水水温与当地气温呈现相同的变化趋势，污水在冬季12月—翌年2月的平均温度较低，夏季6月—8月的平均温度较高，其中2022年和2023年1月的平均水温(分别为10.1和10.5 ℃)最低，2022年7月平均水温(22.5 ℃)最高。污水水温是研究农村生活污水排放特征的重要内容之一，其作为控制微生物生长代谢的重要参数，很大程度上影响了后续采取农村生活污水处理工艺的运行效果[15]。一般情况下污水处理中微生物反应的适宜水温在15~35 ℃[16]，该范围内温度越高、微生物活性越高，处理效果越好，反之温度越低、处理效果越差，而当污水水温降至5 ℃以下，生物脱氮除磷效果基本丧失[17]。本研究中，巴公镇研究区排放的生活污水水温全年基本保持在10 ℃以上，且每年5月—10月期间，污水水温升至15~25 ℃，表明巴公镇研究区排放污水水温全年保持在较高水平[11]，保证了农村生活污水处理中微生物的活性以及冬季低温条件下的城郊型村镇生活污水处理工艺的除污效果[18]。
图 2 污水水温和环境气温随时间的变化Figure 2. Variation of sewage and atmospheric temperature with time巴公镇研究区排放污水水温的影响因素可以分为自然因素和人为因素两个方面。自然因素主要指环境气温对污水水温的影响，如图2所示，巴公镇区污水月平均水温和月平均气温随时间的变化趋势基本一致，双变量Pearson检验结果表明，研究区气温和产生的污水水温呈显著正相关关系(R=0.955，P<0.01)，进一步回归表明，巴公镇研究区排放污水水温的变化速率约为环境温度变化速率的0.4倍，揭示了巴公镇研究区管道收集排放的污水水温与环境气温之间的变化关系。人为因素主要包括居民生活习惯和人为基础设施的影响，根据实地调研，巴公镇作为城郊型村镇，经济发展迅速，居民生活水平较高，供热基础设施建设较为完善，热水器使用普遍，因此冬季用水温度较高，使得产生的污水水温也较高[19]；另外，巴公镇研究区生活污水采用的地埋式集中污水管道的收集方法，对污水也有很好的保温效果[20]，使得巴公镇研究区排污口的生活污水在冬季也能基本保持在10 ℃以上。
2.2 巴公镇研究区生活污水水量分析
1)污水水量整体特征分析。2021年10月—2023年3月，巴公镇研究区污水排放量变化为150~600 m3·d−1，波动范围较大。由于受到2022年8月人为管道扩建和2022年12月农户集中改厕的影响，研究区污水水量特征分析分为3个时期进行探讨，分别为2021年10月—2022年7月管道扩建前期、2022年8月—2022年11月管道扩建后期和2022年12月—2023年3月集中改厕后期。图3为巴公镇研究区月均污水排放量和月总降水量的年变化图。2021年10月—2022年7月，污水管道扩建前，排放污水主要来自研究区内科工贸大街两侧的居民生活污水，污水排放量为150~500 m3·d−1，其中2021年10月—2022年2月受冬季居民用水习惯的影响，冬季气温下降、居民用水量减少[21-22]，研究区污水水量呈现逐渐降低的趋势，2月份污水平均排放量只有150 m3·d−1左右，后续随气温回暖、污水水量逐渐回升；2022年3月的污水水量，对比2022年2月和4月呈现较为明显的升高趋势(水量提高了30~80 m3·d−1)，根据实地调研记录，分析原因为疫情封控影响，研究区内采取停课、停工、停产的措施，所有农户居家隔离、不得外出，导致3月居民生活用水明显增加，污水排放量也呈现明显升高趋势[23]；2022年6月开始，巴公镇研究区进入雨季，雨污合流的污水收集模式，使得降水成为雨季污水水量的主要影响因素[24]，图3表明2022年6月和7月，研究区污水平均排放量随当月降水量迅速上升，从非雨季的200~300 m3·d−1升高至接近500 m3·d−1。2022年8月—2022年11月，管道扩建后，新进巴原街和南环街两侧的居民生活污水，使得污水排放量进一步提高，排除2022年8月和9月降水的主要影响，污水水量整体从管道扩建前的200~300 m3·d−1升高至管道扩建后的400~500 m3·d−1。2022年12月—2023年3月，集中改厕后，巴公镇研究区内改厕率提升，更多村户产生的黑水收入污水管道，水量进一步升高，非雨季污水水量提升至500 m3·d−1以上。以上研究结果表明，巴公镇研究区污水排放量的影响因素主要包括自然因素和人为因素两个方面，自然因素是指雨季降水使得研究区污水排放量明显升高[3,11]；人为因素主要包括居民生活习惯、疫情管控、污水管道扩建和农户改厕的影响，其中污水管道建设和农户改厕作为巴公镇基础设施建设和污水治理工作的重要内容之一，仍在持续推进中，成为非雨季影响研究区污水排放量的主要因素。
根据前期调研，2021年10月—2022年7月，污水管道扩建前，巴公镇研究区覆盖约2 200人；2022年8月—2023年3月，污水管道扩建后，研究区覆盖人数提升至约5 000人。根据监测所得巴公镇研究区污水排放量数据，估算当地人均每日生活污水排放量，结果表明：雨季期间，巴公镇研究区内人均每日生活污水排放量约120~227 L·(人·d)−1；非雨季期间，巴公镇研究区内人均每日生活污水排放量约91~136 L·(人·d)−1。按照《城市排水工程规划规范》(GB 50318—2017)，城镇生活污水排放系数为0.7~0.9，由于本研究区内地表硬化率高、污水收集设施较为完善，因此，一般取生活污水排放系数为0.8[3]，从而计算得出巴公镇研究区非雨季人均每日用水量为113~170 L·(人·d)−1。对比普通农村地区，晋城市巴公镇下的来村非雨季人均每日生活污水排放量只有约41 L·(人·d)−1，隔壁山西省运城市下农村地区居民日用水量为60~100 L·(人·d)−1[25]。以上结果表明巴公镇研究区作为经济条件较好和居民生活水平较高的城郊型村镇，人均每日用水量和污水排放量均较普通农村地区水平更高。
2)降水对污水水量的影响分析。巴公镇降水量主要集中在每年的夏季6—9月，雨热同期，2022年6月进入雨季，巴公镇研究区排放污水水量随降水的进行呈现明显上升趋势，污水排放量从非雨季的200~300 m3·d−1升高至雨季300~500 m3·d−1，提升近1倍。研究区内雨污合流的污水收集模式，使得污水排放量受到较为明显的气候影响，雨季期间随降雨量增大出现明显提升，旱季期间又恢复正常水平[11]。进一步探讨巴公镇研究区月降水量与管道污水排放量的关系，对管道扩建前2021年10月—2022年7月的污水水量和降水量进行相关性分析，结果表明相关系数为0.972(P<0.01)，表明巴公镇研究区污水管道排放量与降水量呈显著正相关关系，且回归分析得出：月均污水水量=205.28+0.847×月总降水量(图4(a))。2022年8月—2023年3月，除降水量外，研究区污水排放量进一步受到污水管道扩建和农户集中改厕的明显影响，在2022年8月和2022年12月出现2个峰值，降水量与管道污水排放量之间的关系发生改变；综合2次基础设施建设的影响，进一步分析巴公镇研究区月降水量与管道污水排放量的关系，结果表明研究区月均污水水量依然与月总降水量的呈显著正相关关系(R=0.930，P<0.01)，且回归分析得出：月均污水水量=563.32+1.678×月总降水量(图4(b))，表明随着污水管道扩建和改厕工作的推进、研究区污水水量随降水量的变化幅度增大。本研究结果初步揭示了巴公镇研究区内，合流制管道收集的污水排放量与当地降水量之间的关系，定量地说明降水对合流制污水管道排放量的影响，有助于更科学预测巴公镇研究区内管道排放的污水水量负荷，设置合适的污水处理工艺与处理规模。
图 4 污水水量与降水量的回归分析Figure 4. Linear regression analysis of sewage quantity and precipitation2.3 巴公镇研究区生活污水水质分析
1)污水污染物浓度整体特征分析。巴公镇研究区污水中污染物的浓度如表1所示，经过2021年10月—2023年3月一年半的水质检测分析，巴公镇研究区排放的污水中TN、NH4+-N、TP、耗氧有机污染物(以COD计)4项污染物的平均浓度分别为36.4、34.0、2.5和131.0 mg·L−1，且各项指标的波动幅度较大，变化范围均在5倍以上，COD值的波动范围甚至达到10倍以上。有研究表明，华北地区一般农户产生污水的水质情况为：NH4+-N浓度20.0~90.0 mg·L−1，TP浓度2.0~6.5 mg·L−1，COD值为200.0~450.0 mg·L−1[26]，城市生活污水处理厂的进水浓度更是达到了NH4+-N浓度20.0~146.0 mg·L−1，TP浓度2.6~24.2 mg·L−1，COD值100.0~1 570.0 mg·L−1[4]，对比本研究结果，巴公镇研究区污水中各项污染物浓度均处于较低水平。分析原因，一般情况下农村生活污水中NH4+-N浓度代表了人畜排泄物的情况，NH4+-N浓度越高、污水中黑水占比越高[27]，然而本研究中，截至2023年3月巴公镇研究区的改厕率仅为50%左右，许多村民依然使用旱厕，导致污水管道中黑水收集较少，因此污水中TN和NH4+-N浓度较低；污水中的P主要来源于日常用水中洗涤剂的使用，特别是厨房洗碗水和洗衣用水[28]，本研究中TP的浓度为0.7~4.4 mg·L−1，说明巴公镇研究区内居民对于洗涤剂的使用量较低；生活污水中耗氧有机污染物主要来源依次为厕所黑水和厨房用水两方面[29]，因此，研究区较低的改厕率也影响了污水中的COD值；另外，巴公镇研究区采用的雨污合流的污水管道收集模式，以及仍在不断推进的改厕工作，使得本研究中TN、NH4+-N、TP、COD 4项污染物浓度波动范围较大。
表 1 污水中污染物浓度Table 1. The concentration of pollutants in sewagemg·L−1 统计结果 TN NH4+-N TP COD 范围 10.6~60.1 10.0~56.5 0.7~4.4 39.0~469.0 均值 36.4 34.0 2.5 131.0 | Show Table
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图5为巴公镇研究区排放污水中TN、NH4+-N、TP、COD 4项污染物浓度随时间的变化情况。2021年10月—2023年3月分为管道扩建前、管道扩建后和集中改厕后3个时期。2021年10月—2022年7月，管道扩建前，研究区污水中4种污染物浓度整体均呈逐渐降低的趋势，其中2021年10月—2022年5月非雨季期间，污染物浓度最高的时期为2021年10月—2021年12月，TN和NH4+-N浓度保持在40.0~50.0 mg·L−1，TP浓度和COD值达到3.6 mg·L−1和171.9 mg·L−1，后续除2022年3月外，4项污染物浓度均呈现逐渐降低的趋势；经过实地调研，2022年3月由于疫情影响，巴公镇研究区实施全员封控、不得外出的措施，导致期间居民生活用水量明显提高，加上排放污水中黑水的比例增加，使得污水中污染物浓度整体有所回升[23]；雨季2022年6月—7月，TN、NH4+-N、TP、COD 4项污染物浓度受降水影响，继续呈现逐渐降低的趋势，管道扩建之前，巴公镇研究区非雨季污水的污染物浓度为TN 28.8~47.3 mg·L−1、NH4+-N 24.7~45.2 mg·L−1、TP 1.6~3.6 mg·L−1和COD 93.5~171.9 mg·L−1，整体均高于雨季污水的污染物浓度TN(25.0~29.0 mg·L−1)、NH4+-N(23.6~25.5 mg·L−1)、TP(1.9~2.2 mg·L−1)和COD(67.0~91.0 mg·L−1)，这与袁晓燕等[3]和陈雪峰等[30]的研究结果一致，雨热同期导致雨季期间居民生活用水增加，以及大量降雨汇入管道对污水产生的稀释作用，使得雨季污水中污染物浓度普遍低于非雨季[31]。
2022年8月—11月，管道扩建后，新进改厕率较低的生活污水，以及雨季降水的影响，使得TN、NH4+-N、TP、COD 4项污染物浓度进一步降低，直至10—11月，随着雨季结束，污水中污染物浓度开始缓慢回升。2022年12月—2023年3月，集中改厕后，由于收集的居民生活污水中，黑水占比进一步增加，导致巴公镇研究区管道排放的污水中TN、NH4+-N和COD值明显提高，进一步证明居民生活污水中TN、NH4+-N和耗氧有机污染物(以COD计)主要来源于厕所黑水[27,29]。以上研究结果表明，居民生活习惯、疫情管控、自然降水、管道扩建以及农户改厕均在一定程度上影响巴公镇研究区排放的污水污染物浓度，其中人为的农户集中改厕工作是影响研究区污水水质的主要因素，其作为巴公镇污水治理工作的重要内容之一，目前仍在持续推进中。
2)污水水质和水量的相关性分析。研究进一步将巴公镇研究区管道排放的污水水量和TN、NH4+-N、TP、COD 4项污染物浓度进行相关性分析，结果如表2和图6所示。在巴公镇研究区排放的生活污水中，TN、NH4+-N和COD值之间均呈显著正相关关系(P<0.01)，其中TN与NH4+-N的相关性最强(R=0.993，P<0.01)，说明污水中3种污染物浓度总是具有相同的变化趋势，共同升高或共同降低。这是由于生活污水中TN、NH4+-N和耗氧有机污染物(以COD计)的主要来源均为厕所用水[27,29]，使得污染物浓度随着污水中黑水的占比发生相同的变化趋势，这与陈茂霞等[11]的研究结果一致；TP浓度与COD值的相关性并不显著，与TN和NH4+-N浓度之间呈显著正相关关系(P<0.01)，浓度变化趋势相似。本研究中，巴公镇研究区排放的污水水量与TN、NH4+-N、TP和COD值之间的相关关系均不显著，这与彭绪亚等[6]的研究结果不同。一般情况下污水水量与污染物浓度之间具有负相关关系，污水产生越多、污染物浓度越低，而巴公镇研究区排放污水水量与污染物浓度的相关性并不显著，分析原因可能为，人为的管道扩建和农户改厕工作作为研究区污水水质和水量的主要影响因素，在研究期间持续的推进，打乱了两者之间的变化关系。以上研究结果表明，巴公镇研究区排放的生活污水中，污染物浓度受污水来源等因素的影响，TN、NH4+-N、TP和COD 4项污染物之间具有较强的相关性，变化趋势相近，而水量与水质浓度之间相关关系并不显著。
表 2 污水水质和水量Pearson相关系数表Table 2. Pearson correlation test results of pollutant concentration and sewage quantity指标 TN NH4+-N TP COD 污水水量 TN 1 NH4+-N 0.993** 1 TP 0.845** 0.865** 1 COD 0.755** 0.754** 0.451 1 污水水量 0.032 0.007 -0.133 0.081 1 注：**表示在P<0.01水平上显著相关。 | Show TableDownLoad:
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图 6 污水水质和水量散点图矩阵Figure 6. The matrix scatter diagram of pollutant concentration and sewage quantity3. 讨论
目前，我国常用农村生活污水处理工艺主要分为生物处理技术、生态处理技术和组合处理技术3种[32]，生物处理技术指在好氧或厌氧条件下主要通过微生物对污水中的氮、磷和有机物进行降解吸收，常用工艺包括厌氧-好氧法、生物接触氧化法、间歇式活性污泥法、膜生物反应器等[26]，此类工艺通常占地面积较小、出水水质较好，但抗冲击能力一般、建设和运行费用较高；生态处理技术指通过植物、动物、微生物和土壤(填料)等因素协同作用，过滤、分解和吸收污水中的污染物，常用工艺包括化粪池、净化沼气池、稳定塘、生态滤池、人工湿地、土壤渗滤系统等[33]，此类工艺对污水的抗冲击能力较高、建设和运行费用较低，但通常占地面积较大、出水水质不太稳定；组合处理技术指将生物和生态处理技术进行工艺组合，以提高处理污水能力，其中生物+生态处理技术模式使用最多[32]。另外，我国对于农村生活污水的回用研究越发重视，2018年发布《关于加快制定地方农村生活污水处理排放标准的通知》中鼓励采用生态处理工艺、加强污水回收利用，生活污水中氮、磷元素可作为肥料用于农田灌溉[34]。因此，探讨农村生活污水的治理，需要综合《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)的一级A标准和《农田灌溉水质标准》(GB 5084-2021)，将污水的达标排放和资源化回用进行结合，尽量减少资源浪费。
本研究中，巴公镇作为典型城郊型村镇，研究区排放的污水水温全年保持在10 ℃以上，非雨季人均每日生活污水排放量约91~136 L·(人·d)−1，较普通农村地区农户用水量更大，研究区生活污水总排放量为150~600 m3·d−1，污染物浓度为TN(10.6~60.1 mg·L−1)、NH4+-N(10.0~56.5 mg·L−1)、TP(0.7~4.4 mg·L−1)和COD(39.0~469.0 mg·L−1)，境内采取的合流制污水管道收集模式以及尚未完成的管道扩建和农户改厕工作，使得巴公镇研究区产生的总污水水量较普通农村地区水平更高，而污染物浓度整体较普通农村地区更低，可生化性一般，且整体水量水质变化范围较大。因此，巴公镇研究区的生活污水处理适用于单一生态或生物与生态相结合的处理技术，需要选择对于污水水量和水质波动的抗冲击能力较强、占地面积较小以及建设运营成本较低的污水集中处理工艺；另外，根据研究区附近农田的灌溉需求，可以将农村生活污水的资源化回用纳入污水治理规划中，降低对处理工艺出水水质的要求。综上所述，根据我国常用的生活污水处理技术特点，巴公镇研究区的生活污水治理可以比选采用组合工艺：生物接触氧化法+人工湿地/土壤渗滤系统、厌氧-好氧法+人工湿地/土壤渗滤系统、化粪池+生物滤池/稳定塘+农田回灌等。
4. 结论
2021年10月—2023年3月，本研究以北方地区黄河流域下的一个典型城郊型村镇——山西省晋城市巴公镇为研究区域，探讨该城郊型村镇内以管道收集农村生活污水排入环境中时水温、水量和水质特点，主要得出以下几项结论。
1)巴公镇研究区排放的生活污水水温全年基本保持在10 ℃以上，且每年5月—10月期间，污水水温升至15~25 ℃，保证了农村生活污水处理中微生物的活性以及冬季低温条件下的城郊型村镇生活污水处理工艺的除污效果；研究区气温和污水水温呈显著正相关关系(R=0.955，P<0.01)，水温的变化速率约为环境气温变化速率的0.4倍。
2)巴公镇研究区内非雨季人均每日用水量和人均每日生活污水排放量分别为113~170 L·(人·d)−1和91~136 L·(人·d)−1，作为经济条件较好和居民生活水平较高的城郊型村镇，人均每日用水量和污水排放量均较普通农村地区更高；研究区污水总排放量变化范围为150~600 m3·d−1，主要受雨季降水、居民生活习惯、疫情管控、污水管道扩建和农户改厕的影响，其中月均污水水量与月总降水量呈显著正相关关系(P<0.01)。
3)巴公镇研究区产生的污水中TN、NH4+-N、TP、COD 4项污染物的平均浓度分别为36.4、34.0、2.5和131.0 mg·L−1，整体较普通农村地区水平更低，可生化性一般且波动范围较大；研究期间，人为的农户集中改厕工作是影响巴公镇研究区污水污染物浓度的主要因素；污染物浓度受污水来源等因素的影响，TN、NH4+-N、TP和COD 4项浓度之间具有较强的相关性，变化趋势相近，而水量与水质之间相关关系并不显著。
4)巴公镇作为典型城郊型村镇，根据其生活污水的排放特征，分析该地区适用于单一生态或生物与生态相结合的处理技术，需要选择对污水水量和水质波动的抗负荷能力较强、占地面积较小以及建设运营成本较低的污水集中处理工艺，如生物接触氧化法+人工湿地/土壤渗滤系统、厌氧-好氧法+人工湿地/土壤渗滤系统、化粪池+生物滤池/稳定塘+农田回灌等。
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图 2 AnMBR各运行条件下有机物去除性能
Figure 2. Removal performance of organic matter under different operating conditions of AnMBR
图 3 AnMBR运行过程中CH4的QV和KLa、DCH4的浓度和过饱和度
Figure 3. QV and KLa of CH4, DCH4 concentration and supersaturation during AnMBR operation
图 4 气态CH4和DCH4占总CH4和进水COD的比例
Figure 4. The ratios of gaseous CH4 and DCH4 to total CH4 and influent COD
图 5 不同工况下AnMBR进水COD质量平衡
Figure 5. Influent COD mass balance of AnMBR under different operation conditions
表 1 不同阶段的运行条件
Table 1. Operation conditions of different phases
阶段 负荷/(kg·(m3·d)–1) 进水COD/(mg·L–1) 混合方式 A1 0.6 500 循环 A2 0.6 500 浪式脉冲 B1 1.2 1 000 循环 B2 1.2 1 000 浪式脉冲 C1 1.8 1 500 循环 C2 1.8 1 500 浪式脉冲
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