黃七梅，肖 鷹，趙振東，李嘉誠(chéng)，馮玉紅

（1. 海南大學(xué) 化學(xué)工程與技術(shù)學(xué)院，海口 570228; 2. 光大環(huán)保能源（陵水）有限公司，海南 陵水 572400;3. 海南師范大學(xué) 化學(xué)與化工學(xué)院/?？谑刑烊桓叻肿庸δ懿牧现攸c(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，?？?571158;4. 海南大學(xué) 分析測(cè)試中心，?？?570228）

近年來(lái)，我國(guó)城鎮(zhèn)化進(jìn)程發(fā)展迅速，城市人口不斷增加，生活污水排放量也隨之增加，對(duì)其采取有效的處理已成為我國(guó)環(huán)境保護(hù)的主要任務(wù)之一。目前，序批式反應(yīng)器(Sequencing Batch Reactor,簡(jiǎn)稱SBR)工藝在國(guó)內(nèi)外發(fā)展迅速，在處理生活污水方面得到廣泛推廣[1]。溫雪梅[2]利用SBR工藝在缺氧/好氧多級(jí)交替間歇操作模式下對(duì)生活污水進(jìn)行處理，取得了良好的處理成效，COD、TN、NH4+-N去除率分別為92.4%、67%、99.7%。何詠琦[3]通過(guò)控制曝氣量，探究SBR工藝處理生活污水效果，結(jié)果表明，COD、TN、NH4+-N的去除率分別為96.5%、81.3%、99%?？梢?jiàn)間歇式循環(huán)上流污泥床工藝作為一種革新的序批式活性污泥工藝，在處理生活污水工程實(shí)際應(yīng)用上取得了顯著的成效。表面活性劑普遍存在于工業(yè)以及家用洗滌劑中，其被排放后所形成的乳化膠體狀會(huì)造成微生物毒性而破壞生態(tài)環(huán)境平衡[4-6]。甚至在質(zhì)量濃度含量較低（＜1.0 mg·L-1）的情況下，也會(huì)對(duì)水生生物和環(huán)境造成嚴(yán)重危害[7-9]。因此，生活污水中表面活性劑作為一種新型有機(jī)微污染物被列入生活污水排放標(biāo)準(zhǔn)必檢項(xiàng)目之一。常用的表面活性劑污水處理方法有催化氧化法、膜分離法、吸附法和生物降解法等及其組合工藝[10-14]。龔新穎等[15]以蛋殼為吸附劑處理洗滌廢水中十二烷基苯磺酸鈉(SDBS)的吸附率為73.4%。于曉彩等[16]以SBR工藝處理濃度為97.971 mg·L-1的直鏈烷基苯磺酸鈉（LAS）廢水，出水中LAS濃度為3.527 mg·L-1，去除率可以達(dá)到96.39%。盡管SBR工藝在處理生活污水方面取得了良好的處理效果，但是在長(zhǎng)期的運(yùn)行過(guò)程中仍存在曝氣能耗高，以及潷水深度導(dǎo)致的過(guò)大水頭損失，設(shè)備容易腐損。筆者擬設(shè)計(jì)新型SBR反應(yīng)器，省去操作復(fù)雜的潷水器，并采用跌水曝氣代替機(jī)械曝氣，實(shí)現(xiàn)微動(dòng)力曝氣，旨在降低運(yùn)行能耗，為SBR反應(yīng)器的工程實(shí)際應(yīng)用提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試劑與儀器試劑：C18萃取小柱（SPE，welchrom）；甲醇（色譜純，賽默飛世爾科技有限公司）；十二烷基苯磺酸鈉（麥克林生化科技有限公司）；C6H12O6、NH4Cl、KH2PO4、KCl、無(wú)水MgSO4（AR，廣州化學(xué)試劑廠）；無(wú)水CaCl2（AR，阿拉丁試劑有限公司）；酵母浸膏（BR，麥克林生化科技有限公司）；微量元素C10H16N2O8、FeCl3·6H2O、3H3BO3、CuSO4·5H2O、MnCl2·4H2O、Na2MOO4·2H2O、ZnSO4·7H2O、KI、CoCl2·6H2O（AR，麥克林生化科技有限公司）。

儀器：S-3000N掃描電鏡（日本Hitachi公司）；Bruker T27傅里葉紅外光譜儀（德國(guó)Bruker公司）；Lambda 750S紫外分光光譜儀（美國(guó)PerkinElmer公司）；Leica DMRX偏光顯微鏡（德國(guó)Leica公司）；Waters 2695高效液相色譜儀（美國(guó)Waters公司）；AL204-IC電子天平（梅特勒-托利多）；PE20酸度計(jì)（梅特勒-托利多）；DHG-9015A鼓風(fēng)干燥箱（上海一恒科學(xué)儀器有限公司）；DRB200數(shù)字式反應(yīng)器（哈希水質(zhì)分 析儀器(上海)有限公司）；DR900比色儀（哈希水質(zhì)分析儀器(上海)有限公司）。

1.2 污泥接種取自海口某污水處理廠反應(yīng)池污泥1.5 kg，投入反應(yīng)器中進(jìn)行啟動(dòng)馴化，進(jìn)行間歇式培養(yǎng) 。為提高污泥活性，需要經(jīng)過(guò)馴化和穩(wěn)定過(guò)程，使反應(yīng)器處理效果達(dá)到理想的穩(wěn)定狀態(tài)。

1.3 試驗(yàn)用水本試驗(yàn)所用污水采用人工配置，有機(jī)碳源、氮源及磷源分別為C6H12O6，NH4Cl，KH2PO4，具體組分如下：C6H12O6394 mg·L-1，NH4Cl 144 mg·L-1，KH2PO430 mg·L-1，MgSO444 mg·L-1，CaCl210 mg·L-1，KCl 36 mg·L-1，酵母浸膏 1 mg·L-1。投加微量元素0.3 mg·L-1，其中各組分的質(zhì)量濃度為：Na2MOO4·2H2O 60 mg·L-1，C10H16N2O810 000 mg·L-1，CuSO4·5H2O 30 mg·L-1，F(xiàn)eCl3·6H2O 1 510 mg·L-1，3H3BO3150 mg·L-1，MnCl2·4H2O 120 mg·L-1，CoCl2·6H2O 150 mg·L-1。試驗(yàn)用水水質(zhì)：COD 300～350 mg·L-1，TN 2 8～35 mg·L-1，NH4+-N 25～30 mg·L-1，TP 5～8 mg·L-1，pH 6.9～7.5。

1.4 試驗(yàn)裝置設(shè)計(jì)試驗(yàn)設(shè)計(jì)的反應(yīng)器系統(tǒng)結(jié)構(gòu)如圖1，系統(tǒng)裝置材料為有機(jī)玻璃，上部為圓柱形，設(shè)有蠕動(dòng)泵，利用污水循環(huán)回流時(shí)產(chǎn)生的跌水作用來(lái)提供反應(yīng)系統(tǒng)所需的氧氣，頂部設(shè)置排水口，反應(yīng)器進(jìn)水時(shí)實(shí)現(xiàn)排水，省去了潷水器，底部呈圓錐體，設(shè)有布水器，原水通過(guò)布水器進(jìn)入反應(yīng)池。反應(yīng)器高100 cm，直徑26 cm，錐角50 ℃，總有效容積45 L，設(shè)計(jì)處理量為每天16 L。反應(yīng)池水溫控制在30 ℃左右。

圖1 SBR反應(yīng)器系統(tǒng)結(jié)構(gòu)示意圖Fig. 1 Schematic diagram of SBR reactor system

完整的間歇式循環(huán)上流污泥床反應(yīng)器運(yùn)行一周包括進(jìn)水、排水，反應(yīng)，沉淀3個(gè)階段。在進(jìn)水時(shí)，反應(yīng)器停止循環(huán)反應(yīng)，進(jìn)水經(jīng)中心管流入，由布水器分布均勻后進(jìn)入反應(yīng)池，同時(shí)將上一反應(yīng)周期處理后的上清液排出。在反應(yīng)階段，反應(yīng)器中形成高生物活性的顆粒污泥，循環(huán)反應(yīng)時(shí)不進(jìn)水也不排水，僅將反應(yīng)器內(nèi)污水在曝氣池和反應(yīng)池內(nèi)進(jìn)行循環(huán)反應(yīng)。沉淀階段停止泵的運(yùn)行，靜置沉降1 h。

反應(yīng)器脫氮除碳原理：通過(guò)跌水曝氣方式使反應(yīng)池內(nèi)充氧形成梯度分布，從底向上形成好氧區(qū)、缺氧區(qū)和厭氧區(qū)。在好氧區(qū)將污水中的氨態(tài)氮（NH4+-N）氧化為亞硝酸鹽氮（NO2--N），同時(shí)在缺氧/厭氧區(qū)進(jìn)行反硝化脫氮，將亞硝酸鹽氮還原為氮?dú)猓∟2）[17-22]，經(jīng)NH4+-N→NO2--N→N2反應(yīng)途徑完成，從而實(shí)現(xiàn)短程硝化脫氮。在此過(guò)程中，一部分有機(jī)污染物參與微生物的內(nèi)源代謝而被分解為簡(jiǎn)單的有機(jī)或無(wú)機(jī)物質(zhì)，另一部分則為反硝化過(guò)程中的硝酸鹽供給電子，提供能量而被氧化。

1.5 試驗(yàn)方法將模擬的生活污水作為馴化培養(yǎng)液馴化活性污泥，每天進(jìn)水1次，進(jìn)水量為16 L，控制進(jìn)水COD為300～350 mg·L-1，pH 7.1～7.5，進(jìn)水流速為0.6 m·h-1，水溫為（30±2） ℃。采用間歇式運(yùn)行方式，單周期跌落曝氣運(yùn)行24 h，沉淀1 h，進(jìn)水時(shí)排除上清液。馴化過(guò)程監(jiān)測(cè)COD、TN、NH4+-N濃度變化情況，以各項(xiàng)指標(biāo)的去除率來(lái)考察反應(yīng)器的啟動(dòng)效果。啟動(dòng)完成后取反應(yīng)器中顆粒污泥用掃描電鏡進(jìn)行結(jié)構(gòu)分析。

經(jīng)過(guò)150 d的啟動(dòng)馴化，穩(wěn)定運(yùn)行后，在反應(yīng)器中投加質(zhì)量濃度為10 mg·L-1陰離子表面活性劑SDBS，每間隔1 h取反應(yīng)器上清液進(jìn)行含量測(cè)定，分析反應(yīng)器在穩(wěn)定運(yùn)行時(shí)對(duì)表面活性劑污水的降解特性。

1.6 試驗(yàn)分析項(xiàng)目本試驗(yàn)進(jìn)行常規(guī)水質(zhì)檢測(cè)，分析項(xiàng)目為化學(xué)需氧量（COD）、總氮（TN）、氨氮（NH4+-N）、pH值等，均采用《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)GB 1891—2002》中規(guī)定的方法進(jìn)行檢測(cè)。利用掃描電子顯微鏡分析顆粒污泥結(jié)構(gòu)，光學(xué)顯微鏡及數(shù)碼相機(jī)觀察并拍照記錄污泥形態(tài)，采用高效液相色譜法（HPLC）檢測(cè)SDBS含量，用紫外分光光度計(jì)分析表面活性劑污水的降解特性，用紅外光譜分析活性污泥的生物降解情況[23-24]。

2 結(jié)果與分析

2.1 試驗(yàn)的啟動(dòng)

2.1.1 啟動(dòng)過(guò)程污泥形態(tài)污泥接種后開(kāi)始進(jìn)行馴化。馴化后結(jié)果如圖2所示。從圖2-A可看到上層水質(zhì)清澈，與沉降污泥分界清晰，污泥外觀呈現(xiàn)黃褐色；同時(shí)圖2-B中鏡檢顯示污泥絮粒大、邊緣清淅、菌膠團(tuán)結(jié)構(gòu)緊密，有原生動(dòng)物出現(xiàn)，此時(shí)可認(rèn)為活性污泥已經(jīng)培養(yǎng)成熟[14]。整個(gè)啟動(dòng)階段持續(xù)150 d。通過(guò)化學(xué)方法檢測(cè)水質(zhì)含量均達(dá)到設(shè)計(jì)要 求，表明成功完成啟動(dòng)，進(jìn)入穩(wěn)定運(yùn)行階段。

圖2 啟動(dòng)過(guò)程中活性污泥的形態(tài)Fig. 2 Morphology of the activated sludge

2.1.2 反應(yīng)器啟動(dòng)效果反應(yīng)器啟動(dòng)效果見(jiàn)圖3。從圖3-A中可看出，活性污泥接種后的60 d內(nèi)微生物處于初始適應(yīng)階段，此時(shí)COD出水濃度為40～60 mg·L-1，60 d后活性污泥活性提高，COD質(zhì)量濃度降至10～30 mg·L-1范圍內(nèi)，去除效率在80%～94%之間，平均去除率為88.4%。TN和NH4+-N的去除率變化與COD相似(圖3-B,C)，前期功能細(xì)菌處理能力低，TN和NH4+-N平均去除率僅為42.1%，63.7%。60 d后，硝化細(xì)菌數(shù)量增加，TN和NH4+-N去除率升高。反應(yīng)器啟動(dòng)后期，出水的TN和NH4+-N質(zhì)量濃度分別降至4.0 mg·L-1和3.4 mg·L-1，去除率分別達(dá)到88.2%和86.9%，與文獻(xiàn)[2]報(bào)道相比，TN的去除率 提高了21.2%。由此可見(jiàn)，新型SBR反應(yīng)器對(duì)污染物具有良好的去除效果。

圖3 A、B、C分別為COD、TN、NH4+-N去除效果Fig. 3 Removal of COD, TN and NH4+-N from the sludge by the SBR

2.2 馴化完成顆粒污泥結(jié)構(gòu)分析活性污泥顆粒的微生物多樣性與其形成條件、培養(yǎng)基質(zhì)及其結(jié)構(gòu)等密切相關(guān)，為了進(jìn)一步觀察活性污泥顆粒的微生物群落結(jié)構(gòu)，在馴化完成后取反應(yīng)器中活性污泥，用掃描電鏡進(jìn)行結(jié)構(gòu)分析，結(jié)果如圖4所示。觀察發(fā)現(xiàn)，污泥絮體層次清晰，表面附著大量球形菌，密實(shí)的結(jié)構(gòu)及發(fā)達(dá)的空隙為厭氧、好氧等不同種類的微生物提供了共同生存的環(huán)境。絮體多層次的結(jié)構(gòu)，為污泥中微 生物新陳代謝程度創(chuàng)造了良好的條件，有利于微生物多樣性的形成。

圖4 活性污泥掃描電鏡圖Fig. 4 Scanning electron microscopy of the activated sludge

2.3 上流速度對(duì)反應(yīng)器去除效果的影響循環(huán)上流速度是反應(yīng)器運(yùn)行最重要的參數(shù)之一，對(duì)活性污泥的流態(tài)有著重要影響，當(dāng)速度過(guò)高時(shí)，會(huì)造成污泥絮體膨脹，降低處理能力；當(dāng)速度過(guò)低時(shí)，活性污泥與污水中有機(jī)物不能進(jìn)行充分的接觸，處理效果也不佳。所以必須控制好循環(huán)上流速度，使活性污泥處于良好的運(yùn)行狀態(tài)，反應(yīng)器的處理效果才能更好。因此，本試驗(yàn)通過(guò)改變不同的循環(huán)上流速度(3.58、4.52、6.22 m·h-1)，探究反應(yīng)器在不同流速下的運(yùn)行效果，優(yōu) 化SBR反應(yīng)器的運(yùn)行參數(shù)。

2.3.1 上流速度對(duì)COD去除效果的影響由圖5可知，COD濃度在反應(yīng)初始階段的0～2 h內(nèi)迅速降低，2～8 h內(nèi)COD濃度保持比較低的降解速率，反應(yīng)減緩。因?yàn)榱魉僭龃笥欣诨钚晕勰嗯c有機(jī)物之間的吸附作用，在上一反應(yīng)周期結(jié)束之后活性污泥中的微生物處于饑餓狀態(tài)，當(dāng)重新進(jìn)水后微生物迅速吸附污水中的有機(jī)物，從而使COD濃度在短時(shí)間內(nèi)迅速降低；然而在此過(guò)程中有機(jī)物質(zhì)并沒(méi)有被有效降解，而是大部分被聚集在污泥微生物體內(nèi)，此部分有機(jī)物在2～8 h逐漸被微生物降解。流速為3.58 m·h-1時(shí)，COD質(zhì)量濃度最終降至12 mg·L-1；在4.52 m·h-1流速下，COD降至11 mg·L-1；當(dāng)流速升高至6.22 m·h-1時(shí)，在高流速下，顆粒污泥部分發(fā)生解體現(xiàn)象，導(dǎo)致出水COD濃度有所升高，為15 mg·L-1。由此可見(jiàn)，從節(jié)省能量損耗及滿足出水排放要求的角度考慮，流速在3.58～4.52 m·h-1范圍 為宜。

圖5 不同上流速度下COD的去除效果Fig. 5 Removal effect of COD at different flow rates

2.3.2 上流速度對(duì)TN去除效果的影響圖6可知，反應(yīng)器對(duì)TN的去除速率隨循環(huán)上流速度的升高而增大。這是因?yàn)樘岣哐h(huán)上流速度可以提高污水的溶解氧量。氨氧化反應(yīng)和反硝化反應(yīng)方程如下：

圖6 不同上流速度下TN的去除效果Fig. 6 Removal effect of TN at different flow rates

氨氧化反應(yīng)：從反應(yīng)式（1）可以看出，增加反應(yīng)器污水的溶 解氧量可增加反應(yīng)器對(duì)氮類有機(jī)物的去除。不同流速下TN去除情況有所不同，當(dāng)流速為3.58 m·h-1時(shí)，TN濃度緩慢下降，出水TN濃度為10.9 mg·L-1；當(dāng)循環(huán)上流速度升高至4.52 m·h-1時(shí)，TN降解速率得到明顯提高，反應(yīng)至8 h時(shí)，濃度下降至4.3 mg·L-1；當(dāng)循環(huán)上流速度增加至6.22 m·h-1時(shí)，TN的濃度變化趨勢(shì)與4.52 m·h-1流速時(shí)一致，出水TN濃度為3.8 mg·L-1?？梢钥闯觯魉儆?.52 m·h-1增加到6.22 m·h-1后，反應(yīng)器對(duì)TN去除效果增加不大，這是因?yàn)楫?dāng)循環(huán)上流速度升高至約4.52 m·h-1時(shí)，反應(yīng)器中的活性污泥床已經(jīng)接近于流化狀態(tài)，此時(shí)循環(huán)上流反應(yīng)器中的顆粒污泥與上流污水的相對(duì)運(yùn)動(dòng)速度已接近最大值，繼續(xù)提高循環(huán)上流速度會(huì)使顆粒污泥菌膠團(tuán)與污水中的有機(jī)物得不到充分的接觸，破壞泥水混合的良好狀態(tài)，影響脫氮細(xì)菌的生物代謝環(huán)境，降低氮類有機(jī)物的處理效果。因此，當(dāng)流速提高至6.22 m·h-1時(shí)，對(duì)提高硝化反硝化反應(yīng)起不到有效的促進(jìn)作用，TN出水濃度并沒(méi)有明顯地降低。因此，循環(huán)上流速度 宜為4.52 m·h-1，此時(shí)氮的去除效果較好。

2.3.3 上流速度對(duì)NH4+-N去除效果的影響由圖7可知，NH4+-N的去除速率變化趨勢(shì)與TN一致，隨循環(huán)上流速度的上升而增加，當(dāng)流速為3.58 m·h-1時(shí)，NH4+-N質(zhì)量濃度緩慢下降，出水NH4+-N的質(zhì)量濃度為8.2 mg·L-1；當(dāng)循環(huán)上流速度升高至4.52 m·h-1時(shí)，NH4+-N降解速率得到明顯提高，反應(yīng)至8 h時(shí)其質(zhì)量濃度下降至4.1 mg·L-1；當(dāng)上流速度為6.22 m·h-1時(shí)，NH4+-N質(zhì)量濃度變化趨勢(shì)與4.52 m·h-1流速時(shí)一致，但反應(yīng)器對(duì)提升NH4+-N去除效果不明顯，出水NH4+-N的質(zhì)量濃度為3.5 mg·L-1。綜合考慮節(jié)約能耗和出水水質(zhì)要求，循環(huán)上流速度宜為4 .52 m·h-1，NH4+-N的去除效果良好。

圖7 不同上流速度下NH4+-N的去除效果Fig. 7 Removal effect of NH4+-N at different flow rates

2.4 SBR反應(yīng)器降解典型污染物效果為探究SBR反應(yīng)器去除典型污染物的性能，在穩(wěn)定運(yùn)行后的反應(yīng)器中投加陰離子表面活性劑SDBS，使其在反應(yīng)器內(nèi)濃度為10 mg·L-1，開(kāi)始運(yùn)行后每間隔1 h取反應(yīng)器上清液進(jìn)行含量測(cè)定。分析降解效果見(jiàn)圖8和表1所示。由圖8可知，反應(yīng)器上清液中SDBS的含量呈逐漸降低趨勢(shì)，試驗(yàn)初始階段SDBS的降解速率較快。從表1中數(shù)據(jù)可看出，降解反應(yīng)至2 h去除率達(dá)75.5%，2 h后降解緩慢，最終去除率可達(dá)81.3%，與文獻(xiàn)[5]的研究結(jié)果一致。由此可見(jiàn)，本試驗(yàn)采用新型SBR反應(yīng)器處理陰 離子表面活性劑污水是一種有效的方法。

表 1 SBR反應(yīng)器降解SDBS污水的效果Tab. 1 Effect of SBR reactor on degradation of SDBS wastewater

圖8 SDBS降解過(guò)程的高效液相色譜圖Fig. 8 HPLC of SDBS degradation process

2 .5 SDBS降解過(guò)程特性

2.5.1 紫外光譜分析在SBR的實(shí)際運(yùn)行中，SDBS會(huì)發(fā)生活性污泥吸附以及生物降解。在SDBS降解實(shí)驗(yàn)過(guò)程所取樣品用紫外分光光譜儀進(jìn)行吸光度測(cè)定，全波長(zhǎng)掃描得出SDBS的特征吸收波長(zhǎng)λ=（223±3）nm，降解率結(jié)果如圖9所示。

由圖9可以得知，在實(shí)驗(yàn)初始階段SDBS的降解較快，其吸光度迅速下降，反應(yīng)2 h時(shí)降解率達(dá)75%，2 h后降解速率變慢，降解率穩(wěn)定在80%左右。分析其原因，可能是因?yàn)镾DBS表面活性劑具有較特殊的兩親性結(jié)構(gòu)，其中烷基鏈?zhǔn)鞘杷?；磺酸鹽部分是親水基，SDBS污水加入反應(yīng)器中后，活性污泥可與疏水基相互吸附[23-24]，故開(kāi)始階段濃度迅速降低主要表現(xiàn)為吸附過(guò)程特征。經(jīng)過(guò)2 h曝氣后，隨著反應(yīng)的進(jìn)行，基質(zhì)濃度逐漸降低，另外伴隨降解過(guò)程中產(chǎn)生的代謝產(chǎn)物的增加，使機(jī)物降解推動(dòng)力減弱[25]，故SDBS降解速率逐漸降低。微生物將有機(jī)物進(jìn)行氧化分解過(guò)程如圖10所示。在生物酶的催化作用下，ω氧化作用使SDBS烷基鏈末端的甲基（-CH3）轉(zhuǎn)化成羧基（-COOH），然后經(jīng)β氧化后分解，經(jīng)反復(fù)ω、β氧化后消失，最終苯環(huán)被氧化斷裂后轉(zhuǎn)變?yōu)镃O2、H2O、SO42-等簡(jiǎn)單無(wú)機(jī)物[26-27]。當(dāng)單位時(shí)間內(nèi)活性污泥上吸附表面活性劑的量與生物降解的量一致時(shí)，吸附與降解的量達(dá)到平衡，降 解速率處于穩(wěn)定階段。

圖9 SDBS降解率隨時(shí)間變化的曲線Fig. 9 The curve of SDBS degradation rate with time

圖10 表面活性劑生物降解的過(guò)程Fig. 10 Surfactant biodegradation process

2.5.2 活性污泥特征分析圖11為本試驗(yàn)降解SDBS過(guò)程中污泥樣品的紅外光譜圖。由圖11-A可知，SDBS吸收峰主要有以下特征：2 958～2 855 cm-1處為苯環(huán)不飽和C-H伸展振動(dòng)峰，1 634 cm-1、1 602 cm-1為苯環(huán)骨架C=C伸展振動(dòng)峰；磺酸基在1 195、1 132、1 044 cm-1有S=O變形振動(dòng)的特征吸收峰，在692 cm-1有S=O變形振動(dòng)的小峰；直鏈烷基以1 408 cm-1、1 379 cm-1的末端甲基為特征吸收峰。由圖11-B可知，污泥樣品在2 958 ～2 855、1 634、1 408、1 044、692 cm-1等處有SDBS特征吸收峰。這進(jìn)一步 表明SDBS的去除不僅是生物降解作用，另外還存在活性污泥吸附作用。

圖11 A：SDBS紅外光譜圖；B：降解反應(yīng)過(guò)程的活性污泥紅外光譜圖Fig. 11 A: Infrared spectrogram of SDBS; B: Infrared spectrogram of the activated sludge

2.5.3 動(dòng)力學(xué)分析數(shù)學(xué)模型的建立有助于描述和理解系統(tǒng)的反應(yīng)過(guò)程，對(duì)實(shí)際反應(yīng)過(guò)程的控制提供理論上的指導(dǎo)。目前污水生物處理領(lǐng)域最常用的動(dòng)力學(xué)模型為莫諾特（Monod）方程，后來(lái)的研究者在此基礎(chǔ)上進(jìn)行修訂，推導(dǎo)出了常用的微生物一級(jí)降解動(dòng)力學(xué)方程如式(3)[28]：

式中：C為反應(yīng)物在t時(shí)刻的質(zhì)量濃度(mg·L-1)；K1為降解反應(yīng)速率常數(shù)(h-1)；k2、k3為系統(tǒng)參數(shù)；t為降解時(shí)間（h）。

在SDBS生化降解的過(guò)程中，以SDBS濃度C對(duì)時(shí)間t作圖，擬合曲線見(jiàn)圖12。從圖12中可得，擬合曲線為：C=7.932 e(-t/0.4849)+2.062 4，其反應(yīng)速率常數(shù)為2.062 4 h-1，半衰期為0.336 0 h，相關(guān)系數(shù)R2=0.992 4，擬合結(jié)果表明，SDBS的生化降解擬合度較好，符合微生物一級(jí)降解動(dòng)力學(xué)方程[29-31]。表明影響降解反應(yīng)的基質(zhì)是反應(yīng)器內(nèi)表面活性劑濃度，當(dāng)其濃度較高時(shí)，反應(yīng)速率較快，隨著其濃度的降低，反應(yīng)速率隨之變慢。在反應(yīng)初期，活性污泥與反應(yīng)底物接觸以吸附為主。一段時(shí)間之后系統(tǒng)內(nèi)的有機(jī)底物大量減少后，底物推動(dòng)力減弱，降解速率逐漸降低，此時(shí)主要進(jìn)行生物降解過(guò)程，當(dāng)吸附與降解達(dá)到平衡時(shí)，SDBS濃度不再變化。

圖12 SDBS生化降解擬合曲線圖Fig. 12 Fitting curve for SDBS biochemical degradation

3 結(jié) 論

（1）本實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)組建了具有好氧-兼氧-厭氧生物技術(shù)的新型SBR反應(yīng)器對(duì)生活污水進(jìn)行處理，省去了潷水器，采用跌水曝氣代替機(jī)械曝氣，系統(tǒng)結(jié)構(gòu)更緊湊、布水更均勻、運(yùn)行成本更低，在去除生活污水中的有機(jī)物污染物方面顯示了更好的處理效果。

（2）經(jīng)過(guò)150 d的啟動(dòng)馴化，反應(yīng)器出水COD、TN、NH4+-N的質(zhì)量濃度分別為10、4.0、3.4 mg·L-1，去除率分別達(dá)94.0%、88.2%、86.9%，表明本試驗(yàn)設(shè)計(jì)的新型SBR反應(yīng)器能夠有效地去除污水中污染物，其中TN的去除率比傳統(tǒng)工藝提高了21.2%；通過(guò)比較不同循環(huán)上流速度下的處理效果可得其適宜的速度為4.52 m·h-1。

（3）本新型SBR反應(yīng)器對(duì)典型污染物陰離子表面活性劑具有明顯的降解效果。

（4）SBR反應(yīng)器對(duì)SDBS的去除分兩個(gè)階段：2 h前以活性污泥吸附為主；2 h后以生物降解為主，生物降解的過(guò)程符合一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程C=7.932 e(-t/0.4849)+2.062 4，反應(yīng)速率隨基質(zhì)濃度的增大而升高。建立動(dòng)力學(xué)方程有助于描述和理解系統(tǒng)的反應(yīng)過(guò)程，可對(duì)實(shí)際反應(yīng)過(guò)程的控制提供理論指導(dǎo)。