活性污泥淹沒式人工快滲系統凈水性能研究

張 利

(遼寧省朝陽市喀左縣水利局，遼寧 喀左 122300)

0 前 言

近年來，水體所受到的氮、磷污染物的負面影響愈來愈嚴重，解決營養物超標問題成為水體治理的關鍵[1]。為此，部分國家、省市或地區開始制定更加嚴格的氮、磷排放標準，這就意味著多數污水處理廠及新建污水廠，必須提高脫氮除磷性能，大量已建設好的污水廠也需對現有工藝進行升級和強化[2-3]。因此，探尋脫氮除磷效果好的新工藝成為目前污水處理領域的研究熱點與難點。

人工快滲技術作為傳統滲濾技術的一種升級版本，是對城鎮污水廠主流工藝的一種補充，憑借其高性價比的凈水性能而頗受關注[4]。然而，傳統人工快滲技術對污水中的TN、TP去除效果較差，使得出水水質難以達到較高的排放等級，限制了其規模化推廣的進程。目前，人工快滲系統強化凈水性能的方法研究多集中在改進填料類型、優化操作方式、投加外源藥劑等方面[5-8]。面對日益嚴苛的氮、磷排放標準，如何強化人工快滲系統的凈水性能成為該技術推廣應用的關鍵。因此，本文將構建一種占地面積小、運行效果好的活性污泥淹沒式人工快滲系統，分析其對污水中主要污染物的去除效率，探討其凈水機理，以期為人工快滲系統污水處理性能的提升提供更多的可選方法。

1 材料與方法

1.1 反應裝置

活性污泥淹沒式人工快滲系統裝置如圖1所示，具體包括進水單元、主反應單元、排水/集泥單元。其中，進水單元由進水槽、進水泵組成，主反應單元由活性污泥池(SBR池)、人工快滲池(CRI池)、曝氣設備組成，排水/集泥單元由排水槽、集泥槽組成。進水槽、進水泵、SBR池之間通過水管連接，管路上設有流量計，調控進水流量。排水槽、CRI池之間通過水管連接，水管上設置有調節閥Ⅰ。集泥槽、SBR池之間通過水管連接，水管上設置有調節閥Ⅱ。曝氣設備安裝在SBR池的底部。

圖1 反應裝置

SBR池的有效容積為50 L，CRI池位于SBR池內，處于全淹沒狀態，淹沒高度為50 cm。CRI池頂部設置有可移動開關。CRI池高50 cm，內徑10 cm，內部結構由上往下依次為鋼渣層Ⅰ、填料區、鋼渣層Ⅱ，高度比為1∶8∶1。鋼渣層Ⅰ和鋼渣層Ⅱ內均填充有粒徑為2～6 mm的鋼渣。填料區采用天然河砂、沸石砂、海綿鐵、核桃殼粒按體積比2∶1∶1∶1混勻后作為填料，4種填料的粒徑均為0.1～1 mm。CRI池頂部設置有可移動開關，當活性污泥沉淀結束后，打開此開關進行排水；當排水結束后，關閉此開關。

1.2 進水條件

污水取自成都某高校學生公寓區的生活污水，具體的進水水質條件如表1所示。

表1 進水水質條件

1.3 運行方案

活性污泥淹沒式人工快滲系統編號S-CRI，具體運行流程如圖2所示。通過進水泵將20 L污水泵入SBR池內，啟動曝氣設備，使SBR池內的溶解氧含量維持在3～4 mg/L，MLSS保持在4 000 mg/L左右，曝氣10 h后，關閉曝氣設備，靜置1 h，使活性污泥沉淀下來。沉淀結束后，打開CRI池頂部的可移動開關和調節閥Ⅰ，使上清液從CRI池頂部進入，在重力作用下往下滲濾，最后出水進入排水槽內，排水時間控制在0.5 h，再閑置0.5 h，重復上述操作60個周期。隨著運行周期的延長，CRI池內MLSS會不斷升高，此時需要進行排泥，打開SBR池與集泥槽之間的調節閥Ⅱ，排出部分污泥，使SBR池內MLSS保持在4 000 mg/L左右。待排水和排泥結束后，關閉CRI池頂部的可移動開關，同時關閉調節閥Ⅰ和調節閥Ⅱ。此外，設立單獨的CRI系統進行對照，進水條件與S-CRI系統一致，每周期進水2 h，落干10 h，對比兩者凈水性能的差異。為進一步論證系統的除磷機理，采用未接觸活性污泥的CRI池對質量濃度為5 mg/L的TP水溶液進行動態吸附，考察30次吸附后CRI池不同沿程高度下出水TP濃度的變化情況，探討其吸附(截留)磷的能力。

圖2 S-CRI系統運行方案流程

1.4 分析方法

水中主要污染物的濃度依據《水和廢水監測分析方法》的要求進行測定。

2 結果與討論

2.1 COD去除情況

圖3表示CRI、S-CRI系統去除污水中COD的基本情況。其中，圖3(a)反映了處理前后COD濃度的變化狀況，可看出穩定狀態運行30 d后，S-CRI系統的COD出水濃度均值為22.4 mg/L，相比CRI系統降低了36.5 mg/L，出水水質更加穩定且COD含量更低。圖3(b)反映了COD去除率的變化情況，可以看到，傳統CRI系統的COD去除率僅為74.5±3.7%，而S-CRI系統的COD去除率達到90.3±1.9%，相比前者提高了15.8%。由此可見，S-CRI系統表現出更佳的COD去除性能，污水進入SBR池后與活性污泥充分混合，通過異養微生物的作用分解有機物，使大部分COD被去除，部分殘余的有機物進入CRI池后，被進一步作為反硝化碳源而利用，因而可實現較高效率的去除。傳統CRI系統主要通過自然復氧來實現溶解氧的獲取且工藝流程較短，因而COD的去除效率相對較低。

圖3 COD去除情況對比

2.2 氮素去除情況

圖去除情況對比

為深入了解S-CRI系統和傳統CRI系統的脫氮效果差異，對其TN去除情況分別展開了分析，結果如圖5所示。圖5(a)表示進出水中TN含量的變化，可以看出S-CRI系統的TN出水濃度明顯低于傳統CRI系統，其濃度均值僅為5.8 mg/L，相比傳統CRI系統降低了18.1 mg/L。圖5(b)表示TN去除率的變化，可以看出S-CRI系統的TN去除率均值可達到86.7±3.3%，相比傳統CRI系統提高了41.9%，這說明由傳統CRI系統升級為S-CRI系統，TN去除效果將得到十分顯著的改善。

圖5 TN去除情況對比

污水進入CRI池后，獲得良好的缺氧環境，在該環境條件下具有反硝化功能的微生物分布較為充裕，亞硝態氮或硝態氮在它們的作用下可轉化為氣態氮，從而使TN含量大幅降低。S-CRI系統之所以能夠顯著強化TN的去除效果，原因主要有：

(1)CRI池處于全淹沒狀態，池內填料處于缺/厭氧狀態，可為反硝化脫氮提供良好的環境；

(2)系統內殘余的溶解氧可在海綿鐵的作用下被迅速消耗掉，使CRI池內填料層擁有更適宜的缺氧或厭氧環境，有利于反硝化功能菌的生長繁殖或反硝化功能的發揮；

(3)填料區中的核桃殼粒可緩慢釋放有機物，從而使反硝化功能菌能獲得足夠的有機碳源；

(4)海綿鐵被污水腐蝕后，可向水中緩慢釋放出Fe2+，該金屬離子的適量存在可激發反硝化功能菌的酶活性，從而使反硝化效率進一步提升；

(5)海綿鐵在污水中的腐蝕過程還會產生H2，該氣體的存在可為氫自養反硝化功能菌發揮脫氮作用提供條件，從而也減小了反硝化脫氮過程對污水中有機碳源的需求程度。

因此，S-CRI系統可在進水有機碳源較低的條件下，依然實現高效脫氮。

2.3 磷素去除情況

圖6反映了TP濃度和去除率的變化情況。由圖6(a)所示的TP濃度變化情況可知，S-CRI系統的出水TP濃度均值僅為0.3 mg/L，相比對照組CRI系統下降了0.5 mg/L。由圖6(b)所示的TP去除率變化情況可知，S-CRI系統對TP的去除率為92.4±2.0%，相比CRI系統增加了12.3%，除磷效果良好。

圖6 TP去除情況對比

在SBR池內，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脫除，再流入CRI池內。污水中剩余的磷素污染物通過CRI池內填料的吸附(截留)作用、化學沉淀作用和生物的除磷作用被深度去除。圖7顯示了動態吸附實驗下的TP出水濃度變化情況，可以看到初次進水后，出水TP濃度僅為0.03 mg/L，而吸附30次后，出水TP濃度依然僅為0.68 mg/L，這說明CRI池對污水中的TP有著較高的吸附和截留效率。具體而言，沸石砂具有較優的磷吸附去除效果，混合砂對磷的截留作用也較好，但是吸附和截留能力始終是有限的，系統之所以能較長時間的保持高效穩定運行，是由于化學除磷和生物除磷的輔助。CRI池中混入了適量的海綿鐵填料，它溶解釋放的Fe2+在一定程度上能促進除磷微生物的生長繁殖和新陳代謝功能，增強生物除磷效果，使系統內吸附和截留的磷能被微生物所利用而騰出新的吸附和截留位置，為后續污水中磷的吸附和截留做好充分的準備，同時Fe2+和Fe2+的氧化產物還能和磷酸根發生化學反應而形成沉淀物質，從而大大減小了污水中磷的濃度，提高了TP的去除效率。

圖7 TP的動態吸附結果

2.4 綜合運行效果

3 結 論

針對CRI系統對污水中氮、磷污染物去除效率較低的問題，構建了全新的活性污泥淹沒式人工快滲(S-CRI)系統并探究了其對污水的凈化性能，形成結論如下：

(1)穩定運行后，S-CRI系統的COD出水濃度均值和去除率分別為22.4 mg/L、90.3±1.9%，相比對照組CRI系統前者減少了36.5 mg/L，后者提高了15.8%，出水水質更加穩定且COD濃度更低。

(3)污水中的TP經過S-CRI系統處理后，出水濃度均值僅為0.3 mg/L，比對照組CRI系統下降了0.5 mg/L。相應的TP去除率為92.4±2.0%，比對照組CRI系統增加了12.3%，除磷性能較好。