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(fù)面影響愈來愈嚴(yán)重，解決營(yíng)養(yǎng)物超標(biāo)問題成為水體治理的關(guān)鍵[1]。為此，部分國(guó)家、省市或地區(qū)開始制定更加嚴(yán)格的氮、磷排放標(biāo)準(zhǔn)，這就意味著多數(shù)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(shè)好的污水廠也需對(duì)現(xiàn)有工藝進(jìn)行升級(jí)和強(qiáng)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(lǐng)域的研究熱點(diǎn)與難點(diǎn)。

人工快滲技術(shù)作為傳統(tǒng)滲濾技術(shù)的一種升級(jí)版本，是對(duì)城鎮(zhèn)污水廠主流工藝的一種補(bǔ)充，憑借其高性價(jià)比的凈水性能而頗受關(guān)注[4]。然而，傳統(tǒng)人工快滲技術(shù)對(duì)污水中的TN、TP去除效果較差，使得出水水質(zhì)難以達(dá)到較高的排放等級(jí)，限制了其規(guī)?；茝V的進(jìn)程。目前，人工快滲系統(tǒng)強(qiáng)化凈水性能的方法研究多集中在改進(jìn)填料類型、優(yōu)化操作方式、投加外源藥劑等方面[5-8]。面對(duì)日益嚴(yán)苛的氮、磷排放標(biāo)準(zhǔn)，如何強(qiáng)化人工快滲系統(tǒng)的凈水性能成為該技術(shù)推廣應(yīng)用的關(guān)鍵。因此，本文將構(gòu)建一種占地面積小、運(yùn)行效果好的活性污泥淹沒式人工快滲系統(tǒng)，分析其對(duì)污水中主要污染物的去除效率，探討其凈水機(jī)理，以期為人工快滲系統(tǒng)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(yīng)裝置

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

圖1 反應(yīng)裝置

SBR池的有效容積為50 L，CRI池位于SBR池內(nèi)，處于全淹沒狀態(tài)，淹沒高度為50 cm。CRI池頂部設(shè)置有可移動(dòng)開關(guān)。CRI池高50 cm，內(nèi)徑10 cm，內(nèi)部結(jié)構(gòu)由上往下依次為鋼渣層Ⅰ、填料區(qū)、鋼渣層Ⅱ，高度比為1∶8∶1。鋼渣層Ⅰ和鋼渣層Ⅱ內(nèi)均填充有粒徑為2～6 mm的鋼渣。填料區(qū)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(shè)置有可移動(dòng)開關(guān)，當(dāng)活性污泥沉淀結(jié)束后，打開此開關(guān)進(jìn)行排水；當(dāng)排水結(jié)束后，關(guān)閉此開關(guān)。

1.2 進(jìn)水條件

污水取自成都某高校學(xué)生公寓區(qū)的生活污水，具體的進(jìn)水水質(zhì)條件如表1所示。

表1 進(jìn)水水質(zhì)條件

1.3 運(yùn)行方案

活性污泥淹沒式人工快滲系統(tǒng)編號(hào)S-CRI，具體運(yùn)行流程如圖2所示。通過進(jìn)水泵將20 L污水泵入SBR池內(nèi)，啟動(dòng)曝氣設(shè)備，使SBR池內(nèi)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(guān)閉曝氣設(shè)備，靜置1 h，使活性污泥沉淀下來。沉淀結(jié)束后，打開CRI池頂部的可移動(dòng)開關(guān)和調(diào)節(jié)閥Ⅰ，使上清液從CRI池頂部進(jìn)入，在重力作用下往下滲濾，最后出水進(jìn)入排水槽內(nèi)，排水時(shí)間控制在0.5 h，再閑置0.5 h，重復(fù)上述操作60個(gè)周期。隨著運(yùn)行周期的延長(zhǎng)，CRI池內(nèi)MLSS會(huì)不斷升高，此時(shí)需要進(jìn)行排泥，打開SBR池與集泥槽之間的調(diào)節(jié)閥Ⅱ，排出部分污泥，使SBR池內(nèi)MLSS保持在4 000 mg/L左右。待排水和排泥結(jié)束后，關(guān)閉CRI池頂部的可移動(dòng)開關(guān)，同時(shí)關(guān)閉調(diào)節(jié)閥Ⅰ和調(diào)節(jié)閥Ⅱ。此外，設(shè)立單獨(dú)的CRI系統(tǒng)進(jìn)行對(duì)照，進(jìn)水條件與S-CRI系統(tǒng)一致，每周期進(jìn)水2 h，落干10 h，對(duì)比兩者凈水性能的差異。為進(jìn)一步論證系統(tǒng)的除磷機(jī)理，采用未接觸活性污泥的CRI池對(duì)質(zhì)量濃度為5 mg/L的TP水溶液進(jìn)行動(dòng)態(tài)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(tǒng)運(yùn)行方案流程

1.4 分析方法

水中主要污染物的濃度依據(jù)《水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法》的要求進(jìn)行測(cè)定。

2 結(jié)果與討論

2.1 COD去除情況

圖3表示CRI、S-CRI系統(tǒng)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(wěn)定狀態(tài)運(yùn)行30 d后，S-CRI系統(tǒng)的COD出水濃度均值為22.4 mg/L，相比CRI系統(tǒng)降低了36.5 mg/L，出水水質(zhì)更加穩(wěn)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(tǒng)CRI系統(tǒng)的COD去除率僅為74.5±3.7%，而S-CRI系統(tǒng)的COD去除率達(dá)到90.3±1.9%，相比前者提高了15.8%。由此可見，S-CRI系統(tǒng)表現(xiàn)出更佳的COD去除性能，污水進(jìn)入SBR池后與活性污泥充分混合，通過異養(yǎng)微生物的作用分解有機(jī)物，使大部分COD被去除，部分殘余的有機(jī)物進(jìn)入CRI池后，被進(jìn)一步作為反硝化碳源而利用，因而可實(shí)現(xiàn)較高效率的去除。傳統(tǒng)CRI系統(tǒng)主要通過自然復(fù)氧來實(shí)現(xiàn)溶解氧的獲取且工藝流程較短，因而COD的去除效率相對(duì)較低。

圖3 COD去除情況對(duì)比

2.2 氮素去除情況

圖去除情況對(duì)比

為深入了解S-CRI系統(tǒng)和傳統(tǒng)CRI系統(tǒng)的脫氮效果差異，對(duì)其TN去除情況分別展開了分析，結(jié)果如圖5所示。圖5(a)表示進(jìn)出水中TN含量的變化，可以看出S-CRI系統(tǒng)的TN出水濃度明顯低于傳統(tǒng)CRI系統(tǒng)，其濃度均值僅為5.8 mg/L，相比傳統(tǒng)CRI系統(tǒng)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(tǒng)的TN去除率均值可達(dá)到86.7±3.3%，相比傳統(tǒng)CRI系統(tǒng)提高了41.9%，這說明由傳統(tǒng)CRI系統(tǒng)升級(jí)為S-CRI系統(tǒng)，TN去除效果將得到十分顯著的改善。

圖5 TN去除情況對(duì)比

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

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

(2)系統(tǒng)內(nèi)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(nèi)填料層擁有更適宜的缺氧或厭氧環(huán)境，有利于反硝化功能菌的生長(zhǎng)繁殖或反硝化功能的發(fā)揮；

(3)填料區(qū)中的核桃殼粒可緩慢釋放有機(jī)物，從而使反硝化功能菌能獲得足夠的有機(jī)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(fā)反硝化功能菌的酶活性，從而使反硝化效率進(jìn)一步提升；

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

因此，S-CRI系統(tǒng)可在進(jìn)水有機(jī)碳源較低的條件下，依然實(shí)現(xiàn)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(tǒng)的出水TP濃度均值僅為0.3 mg/L，相比對(duì)照組CRI系統(tǒng)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(tǒng)對(duì)TP的去除率為92.4±2.0%，相比CRI系統(tǒng)增加了12.3%，除磷效果良好。

圖6 TP去除情況對(duì)比

在SBR池內(nèi)，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(nèi)。污水中剩余的磷素污染物通過CRI池內(nèi)填料的吸附(截留)作用、化學(xué)沉淀作用和生物的除磷作用被深度去除。圖7顯示了動(dòng)態(tài)吸附實(shí)驗(yàn)下的TP出水濃度變化情況，可以看到初次進(jìn)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(duì)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(yōu)的磷吸附去除效果，混合砂對(duì)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(tǒng)之所以能較長(zhǎng)時(shí)間的保持高效穩(wěn)定運(yùn)行，是由于化學(xué)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(jìn)除磷微生物的生長(zhǎng)繁殖和新陳代謝功能，增強(qiáng)生物除磷效果，使系統(tǒng)內(nèi)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(xù)污水中磷的吸附和截留做好充分的準(zhǔn)備，同時(shí)Fe2+和Fe2+的氧化產(chǎn)物還能和磷酸根發(fā)生化學(xué)反應(yīng)而形成沉淀物質(zhì)，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(dòng)態(tài)吸附結(jié)果

2.4 綜合運(yùn)行效果

3 結(jié) 論

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

(1)穩(wěn)定運(yùn)行后，S-CRI系統(tǒng)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(duì)照組CRI系統(tǒng)前者減少了36.5 mg/L，后者提高了15.8%，出水水質(zhì)更加穩(wěn)定且COD濃度更低。

(3)污水中的TP經(jīng)過S-CRI系統(tǒng)處理后，出水濃度均值僅為0.3 mg/L，比對(duì)照組CRI系統(tǒng)下降了0.5 mg/L。相應(yīng)的TP去除率為92.4±2.0%，比對(duì)照組CRI系統(tǒng)增加了12.3%，除磷性能較好。