活性污泥淹没式人工快渗系统净水性能研究

张 利

(辽宁省朝阳市喀左县水利局，辽宁 喀左 122300)

0 前 言

近年来，水体所受到的氮、磷污染物的负面影响愈来愈严重，解决营养物超标问题成为水体治理的关键[1]。为此，部分国家、省市或地区开始制定更加严格的氮、磷排放标准，这就意味着多数污水处理厂及新建污水厂，必须提高脱氮除磷性能，大量已建设好的污水厂也需对现有工艺进行升级和强化[2-3]。因此，探寻脱氮除磷效果好的新工艺成为目前污水处理领域的研究热点与难点。

人工快渗技术作为传统渗滤技术的一种升级版本，是对城镇污水厂主流工艺的一种补充，凭借其高性价比的净水性能而颇受关注[4]。然而，传统人工快渗技术对污水中的TN、TP去除效果较差，使得出水水质难以达到较高的排放等级，限制了其规模化推广的进程。目前，人工快渗系统强化净水性能的方法研究多集中在改进填料类型、优化操作方式、投加外源药剂等方面[5-8]。面对日益严苛的氮、磷排放标准，如何强化人工快渗系统的净水性能成为该技术推广应用的关键。因此，本文将构建一种占地面积小、运行效果好的活性污泥淹没式人工快渗系统，分析其对污水中主要污染物的去除效率，探讨其净水机理，以期为人工快渗系统污水处理性能的提升提供更多的可选方法。

1 材料与方法

1.1 反应装置

活性污泥淹没式人工快渗系统装置如图1所示，具体包括进水单元、主反应单元、排水/集泥单元。其中，进水单元由进水槽、进水泵组成，主反应单元由活性污泥池(SBR池)、人工快渗池(CRI池)、曝气设备组成，排水/集泥单元由排水槽、集泥槽组成。进水槽、进水泵、SBR池之间通过水管连接，管路上设有流量计，调控进水流量。排水槽、CRI池之间通过水管连接，水管上设置有调节阀Ⅰ。集泥槽、SBR池之间通过水管连接，水管上设置有调节阀Ⅱ。曝气设备安装在SBR池的底部。

图1 反应装置

SBR池的有效容积为50 L，CRI池位于SBR池内，处于全淹没状态，淹没高度为50 cm。CRI池顶部设置有可移动开关。CRI池高50 cm，内径10 cm，内部结构由上往下依次为钢渣层Ⅰ、填料区、钢渣层Ⅱ，高度比为1∶8∶1。钢渣层Ⅰ和钢渣层Ⅱ内均填充有粒径为2～6 mm的钢渣。填料区采用天然河砂、沸石砂、海绵铁、核桃壳粒按体积比2∶1∶1∶1混匀后作为填料，4种填料的粒径均为0.1～1 mm。CRI池顶部设置有可移动开关，当活性污泥沉淀结束后，打开此开关进行排水；当排水结束后，关闭此开关。

1.2 进水条件

污水取自成都某高校学生公寓区的生活污水，具体的进水水质条件如表1所示。

表1 进水水质条件

1.3 运行方案

活性污泥淹没式人工快渗系统编号S-CRI，具体运行流程如图2所示。通过进水泵将20 L污水泵入SBR池内，启动曝气设备，使SBR池内的溶解氧含量维持在3～4 mg/L，MLSS保持在4 000 mg/L左右，曝气10 h后，关闭曝气设备，静置1 h，使活性污泥沉淀下来。沉淀结束后，打开CRI池顶部的可移动开关和调节阀Ⅰ，使上清液从CRI池顶部进入，在重力作用下往下渗滤，最后出水进入排水槽内，排水时间控制在0.5 h，再闲置0.5 h，重复上述操作60个周期。随着运行周期的延长，CRI池内MLSS会不断升高，此时需要进行排泥，打开SBR池与集泥槽之间的调节阀Ⅱ，排出部分污泥，使SBR池内MLSS保持在4 000 mg/L左右。待排水和排泥结束后，关闭CRI池顶部的可移动开关，同时关闭调节阀Ⅰ和调节阀Ⅱ。此外，设立单独的CRI系统进行对照，进水条件与S-CRI系统一致，每周期进水2 h，落干10 h，对比两者净水性能的差异。为进一步论证系统的除磷机理，采用未接触活性污泥的CRI池对质量浓度为5 mg/L的TP水溶液进行动态吸附，考察30次吸附后CRI池不同沿程高度下出水TP浓度的变化情况，探讨其吸附(截留)磷的能力。

图2 S-CRI系统运行方案流程

1.4 分析方法

水中主要污染物的浓度依据《水和废水监测分析方法》的要求进行测定。

2 结果与讨论

2.1 COD去除情况

图3表示CRI、S-CRI系统去除污水中COD的基本情况。其中，图3(a)反映了处理前后COD浓度的变化状况，可看出稳定状态运行30 d后，S-CRI系统的COD出水浓度均值为22.4 mg/L，相比CRI系统降低了36.5 mg/L，出水水质更加稳定且COD含量更低。图3(b)反映了COD去除率的变化情况，可以看到，传统CRI系统的COD去除率仅为74.5±3.7%，而S-CRI系统的COD去除率达到90.3±1.9%，相比前者提高了15.8%。由此可见，S-CRI系统表现出更佳的COD去除性能，污水进入SBR池后与活性污泥充分混合，通过异养微生物的作用分解有机物，使大部分COD被去除，部分残余的有机物进入CRI池后，被进一步作为反硝化碳源而利用，因而可实现较高效率的去除。传统CRI系统主要通过自然复氧来实现溶解氧的获取且工艺流程较短，因而COD的去除效率相对较低。

图3 COD去除情况对比

2.2 氮素去除情况

图去除情况对比

为深入了解S-CRI系统和传统CRI系统的脱氮效果差异，对其TN去除情况分别展开了分析，结果如图5所示。图5(a)表示进出水中TN含量的变化，可以看出S-CRI系统的TN出水浓度明显低于传统CRI系统，其浓度均值仅为5.8 mg/L，相比传统CRI系统降低了18.1 mg/L。图5(b)表示TN去除率的变化，可以看出S-CRI系统的TN去除率均值可达到86.7±3.3%，相比传统CRI系统提高了41.9%，这说明由传统CRI系统升级为S-CRI系统，TN去除效果将得到十分显著的改善。

图5 TN去除情况对比

污水进入CRI池后，获得良好的缺氧环境，在该环境条件下具有反硝化功能的微生物分布较为充裕，亚硝态氮或硝态氮在它们的作用下可转化为气态氮，从而使TN含量大幅降低。S-CRI系统之所以能够显著强化TN的去除效果，原因主要有：

(1)CRI池处于全淹没状态，池内填料处于缺/厌氧状态，可为反硝化脱氮提供良好的环境；

(2)系统内残余的溶解氧可在海绵铁的作用下被迅速消耗掉，使CRI池内填料层拥有更适宜的缺氧或厌氧环境，有利于反硝化功能菌的生长繁殖或反硝化功能的发挥；

(3)填料区中的核桃壳粒可缓慢释放有机物，从而使反硝化功能菌能获得足够的有机碳源；

(4)海绵铁被污水腐蚀后，可向水中缓慢释放出Fe2+，该金属离子的适量存在可激发反硝化功能菌的酶活性，从而使反硝化效率进一步提升；

(5)海绵铁在污水中的腐蚀过程还会产生H2，该气体的存在可为氢自养反硝化功能菌发挥脱氮作用提供条件，从而也减小了反硝化脱氮过程对污水中有机碳源的需求程度。

因此，S-CRI系统可在进水有机碳源较低的条件下，依然实现高效脱氮。

2.3 磷素去除情况

图6反映了TP浓度和去除率的变化情况。由图6(a)所示的TP浓度变化情况可知，S-CRI系统的出水TP浓度均值仅为0.3 mg/L，相比对照组CRI系统下降了0.5 mg/L。由图6(b)所示的TP去除率变化情况可知，S-CRI系统对TP的去除率为92.4±2.0%，相比CRI系统增加了12.3%，除磷效果良好。

图6 TP去除情况对比

在SBR池内，部分磷素污染物被活性污泥吸附或被除磷功能菌所消耗而被脱除，再流入CRI池内。污水中剩余的磷素污染物通过CRI池内填料的吸附(截留)作用、化学沉淀作用和生物的除磷作用被深度去除。图7显示了动态吸附实验下的TP出水浓度变化情况，可以看到初次进水后，出水TP浓度仅为0.03 mg/L，而吸附30次后，出水TP浓度依然仅为0.68 mg/L，这说明CRI池对污水中的TP有着较高的吸附和截留效率。具体而言，沸石砂具有较优的磷吸附去除效果，混合砂对磷的截留作用也较好，但是吸附和截留能力始终是有限的，系统之所以能较长时间的保持高效稳定运行，是由于化学除磷和生物除磷的辅助。CRI池中混入了适量的海绵铁填料，它溶解释放的Fe2+在一定程度上能促进除磷微生物的生长繁殖和新陈代谢功能，增强生物除磷效果，使系统内吸附和截留的磷能被微生物所利用而腾出新的吸附和截留位置，为后续污水中磷的吸附和截留做好充分的准备，同时Fe2+和Fe2+的氧化产物还能和磷酸根发生化学反应而形成沉淀物质，从而大大减小了污水中磷的浓度，提高了TP的去除效率。

图7 TP的动态吸附结果

2.4 综合运行效果

3 结 论

针对CRI系统对污水中氮、磷污染物去除效率较低的问题，构建了全新的活性污泥淹没式人工快渗(S-CRI)系统并探究了其对污水的净化性能，形成结论如下：

(1)稳定运行后，S-CRI系统的COD出水浓度均值和去除率分别为22.4 mg/L、90.3±1.9%，相比对照组CRI系统前者减少了36.5 mg/L，后者提高了15.8%，出水水质更加稳定且COD浓度更低。

(3)污水中的TP经过S-CRI系统处理后，出水浓度均值仅为0.3 mg/L，比对照组CRI系统下降了0.5 mg/L。相应的TP去除率为92.4±2.0%，比对照组CRI系统增加了12.3%，除磷性能较好。