一种强化脱氮的人工快速渗滤系统的制作方法

本发明属于污水处理技术领域，具体涉及一种强化脱氮的人工快速渗滤系统。

背景技术：

人工快速渗滤(CRI)系统具有工艺简单、操作方便、运行成本较低等优势，对COD、BOD、NH₄⁺-N、SS和LAS等污染物具有良好的去除效果，特别适用于污水处理成本承受能力相对较弱、污水来源相对分散及市政管网尚未覆盖的地区。但是，随着有机物在CRI系统内逐级消耗，快渗池下部C/N比偏低，反硝化性能较差，加上硝态氮带负电荷，在基质微环境中具有很强的流动性，极易随出水流出系统，因而TN去除效率较低，仅为30％左右，不能达标排放，限制了其推广应用。

针对CRI系统TN去除率低的问题，目前采用的方法主要包括调整进水方式、优化吸附介质和添加碳源材料等。在调整进水方式上，发明专利CN104176882B公开了一种提高人工渗滤系统脱氮效率的进水方法及装置，通过原污水收集与前处理、水位提升、深度处理，提高了CRI系统对氮的去除率，但是该方法采用重力流从底层进水、表层出水，系统除表层0.2m外全部处于长期淹水状态，自然复氧程度低，因而硝化过程对氨氮的去除效果并不理想；发明专利CN101318735B公开了一种人工快速渗滤系统污水脱氮处理方法及应用，该方法将预沉处理后的污水经由2个布水管引入填装有河砂、大理石砂和碎石的人工快速渗滤池内，布水管口分别位于渗滤层上表面顶部和渗滤介质内，分段进水免去了外加碳源，然而在增加碳源的同时其他污染物的浓度也随之增加，由于污水在CRI系统反硝化段的水力停留时间较短，污染物往往得不到充分降解而随出水排出，在提高反硝化脱氮性能的同时极易造成其他污染物的超标排放。在优化吸附介质上，发明专利CN104556359B公开了一种人工快速渗滤系统填料结构，其复合生态填料是由草炭、土、炉渣、沸石和蛭石复合而成，发明专利CN101759298B公开了一种人工快速土地渗滤处理系统及应用其净化河水的方法，其渗滤池中采用天然沙子以及选自沸石和火山岩中的至少一种为填料，这些方法在一定程度上使CRI系统的氨氮去除率得以提高，但是由于碳源的不足，TN去除率依然较低。在添加碳源材料上，通常采用外加甲醇、乙醇或葡萄糖等有机碳源来提高污水的C/N比，但经济成本较高，投加量控制不当时，还容易引发二次污染，糖类物质由于其高生物生长量，容易导致系统出现堵塞现象，长期效果不佳，不宜规模化推广。因此，开发一种高效、低耗、环保的强化脱氮型人工快速渗滤系统具有重要的现实意义。

技术实现要素：

本发明的目的在于解决现有人工快速渗滤系统对总氮去除效率低的问题，而提供一种强化脱氮的人工快速渗滤系统。通过好氧段硝化过程与缺氧段复合反硝化过程的耦合，构建一体式高效脱氮系统，实现人工快速渗滤系统对氮素污染物的达标处理。

为解决上述技术问题，本发明的技术方案是：一种强化脱氮的人工快速渗滤系统，其特征在于：包括快渗池本体，所述快渗池本体内从上至下依次设置有进水段、有氧硝化段、缺氧复合反硝化段、出水段，待处理污水从进水段依次渗入有氧硝化段、缺氧复合反硝化段、出水段，再由设置于出水段一侧的出水口排出，所述有氧硝化段用于去除NH₄⁺-N，所述缺氧复合反硝化段用于去除NO₃^--N。

优选地，所述有氧硝化段内填充有填料一，所述填料一包括均匀混合的菲律宾砂、石英砂、陶粒，所述菲律宾砂粒径为0.2～1mm，所述石英砂粒径为1～2mm，所述陶粒粒径为2～3.5mm。

优选地，所述菲律宾砂、石英砂、陶粒的体积占填料一总体积的比例分别为35％～70％、25％～50％、5％～20％。

优选地，所述菲律宾砂、石英砂、陶粒混合前均采用好氧活性污泥进行接种。

优选地，所述缺氧复合反硝化段填充有填料二，所述填料二包括均匀混合的反硝化颗粒和珊瑚砂，所述反硝化颗粒粒径为3～6mm，所述珊瑚砂粒径为1.5～4.5mm。

优选地，所述反硝化颗粒、珊瑚砂的体积占填料二总体积的比例分别为50％～80％、20％～50％。

优选地，所述反硝化颗粒、珊瑚砂混合前均采用厌氧活性污泥进行接种。

优选地，所述反硝化颗粒采用升华硫粉、丝瓜络碎条、淀粉胶和自来水调配，再经搅拌、压缩、烘干制作而成，所述升华硫粉的用量为反硝化颗粒质量的60％～90％，所述淀粉胶的用量为反硝化颗粒质量的2％～5％。

优选地，所述出水段填充有填料三，填料三包括均匀混合的卵石、碎石、陶粒，所述卵石粒径为10～20mm，所述碎石粒径为5～7mm，所述陶粒粒径为1～3mm。

优选地，所述卵石、碎石、陶粒的体积占填料三总体积的比例分别为50％～80％、10％～30％、10％～30％。

本发明的有益效果是：本发明提供的强化脱氮的人工快速渗滤系统，将好氧段硝化过程与缺氧段复合反硝化过程在同一个人工快速渗滤系统中进行耦合，构建成一体式高效脱氮系统，通过有氧段硝化过程实现NH₄⁺-N的高效去除，通过缺氧段复合反硝化过程实现NO₃^--N的高效去除，实现人工快速渗滤系统对氮素污染物的达标处理。本发明结构简单，操作简便，占地面积小，运行成本低，处理效果好，运行稳定后对COD、NH₄⁺-N、TN的去除率均能达到90％以上，出水中氮素污染物的浓度满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB18918-2002)中的一级A标准或《地表水环境质量标准》(GB3838-2002)中的II类标准，实现达标处理。

附图说明

图1是本发明强化脱氮的人工快速渗滤系统结构示意图；

图2(a)是本发明实验例1中对生活污水中的COD去除效果对比图；

图2(b)是本发明实验例1中对生活污水中的NH₄⁺-N去除效果对比图；

图2(c)是本发明实验例1中对生活污水中的TN去除效果对比图；

图3(a)是本发明实验例2中对富营养化水中的COD去除效果对比图；

图3(b)是本发明实验例2中对富营养化水中的NH₄⁺-N去除效果对比图；

图3(c)是本发明实验例2中对富营养化水中的TN去除效果对比图。

附图标记说明：1、进水段；2、有氧硝化段；3、缺氧复合反硝化段；4、出水段；5、布水管；6、填料一；7、填料二；8、填料三；9、出水口。

具体实施方式

下面结合附图和具体实施例对本发明做进一步的说明：

如图1所示，本发明的强化脱氮的人工快速渗滤系统，包括快渗池本体，快渗池本体内由上至下依次设置有进水段1、有氧消化段2、缺氧复合反硝化段3以及出水段4，待处理污水从进水段1依次渗入有氧硝化段2、缺氧复合反硝化段3、出水段4，再由设置于出水段4一侧的出水口9排出，有氧硝化段2用于实现NH₄⁺-N的去除，缺氧复合反硝化段3用于实现NO₃^--N的去除。

在本实施例中，快渗池本体采用有机玻璃(PMMA)材料制成，整体为圆柱形，高为180cm，内径为16cm。进水段1、有氧硝化段2、缺氧复合反硝化段3、出水段4的高度分别为15～30cm、80～120cm、30～70cm、5～10cm，优选高度分别为25cm、100cm、50cm、5cm，各段之间依次自然衔接。需要说明的是，本发明对快渗池本体的具体结构及各段尺寸并无特殊的限制，可以根据实际情况对快渗池本体进行相应的设计和改变，也不限于采用有机玻璃制作快渗池本体。

进水段1上方设有交叉型布水管5，通过交叉型布水管5均匀布水，污水从进水段1依次往下渗入有氧硝化段2、缺氧复合反硝化段3、出水段4。进水采用淹水/落干/停留交替运行的方式，水力负荷0.75～1.5m/d，水力负荷周期4～8h，其中有氧硝化段2耗时2～3h，湿干比1：2～1：5，进入缺氧复合反硝化段3后停留2～5h，再从出水段4右侧的出水口9排出。

本发明的进水方式在保留传统人工快速渗滤系统下行流进水方式(即从填料顶层进水、底层出水)的基础上，采用淹水/落干/停留交替运行的方式，通过有氧硝化段淹水/落干交替运行的方式保证了良好的自然复氧效果，无需人工曝气，节约能耗，污水渗入缺氧复合反硝化段后保持一定的水力停留时间，延长了反硝化脱氮的时间，在保证高效脱氮的同时，也有利于其他污染物的充分降解。需要说明的是，水力负荷、水力负荷周期以及干湿比等参数，其具体数值范围可以根据实际情况进行相应的调整，并不限于本实施例所述。进一步的，布水方式对本发明没有任何的实质性的影响，因而也可以采用本领域技术人员所熟知的任何布水方式进行布水。

有氧硝化段2填充有填料一6。填料一6采用菲律宾砂、石英砂、陶粒均匀混合而成，菲律宾砂粒径为0.2～1mm，砂中含有丰富的贝壳碎，石英砂粒径为1～2mm，陶粒粒径为2～3.5mm。菲律宾砂占填料一6总体积的比例为35％～70％，石英砂占填料一6总体积的比例为25％～50％，陶粒的体积占填料一总体积的比例为5％～20％。进一步的，菲律宾砂、石英砂、陶粒的体积占填料一6总体积的优选比例分别为50％、40％、10％。

缺氧复合反硝化段3填充有填料二7，填料二7采用反硝化颗粒和珊瑚砂均匀混合而成。反硝化颗粒粒径为3～6mm，珊瑚砂粒径为1.5～4.5mm。反硝化颗粒、珊瑚砂的体积占填料二总体积的比例分别为50％～80％、20％～50％。进一步的，反硝化颗粒、珊瑚砂的体积占填料二7总体积的优选比例分别为60％、40％。

值得说明的是，反硝化颗粒主要用于实现反硝化脱氮过程，因此，反硝化颗粒可以采用市场所购买或其他自制方法，可实现反硝化脱氮即可。本发明中的反硝化颗粒，是经过本发明人长期实践自制而成，具体方法如下：采用升华硫粉、丝瓜络碎条、淀粉胶和水，经调配、搅拌、压缩、烘干而成。具体步骤为：

将升华硫粉、丝瓜络碎条均匀混合，添加淀粉胶，加入适量水搅拌成团，通过制粒机压缩成颗粒状，放置在85℃烘箱中烘干。其中，升华硫粉的用量为反硝化颗粒质量的60％～90％，优选为80％；淀粉胶的用量为反硝化颗粒质量的2％～5％，优选为4％；余下为丝瓜络碎条用量。水可以为自来水、去离子水或纯净水等，在本实施例中，采用自来水。水用于调和升华硫粉、丝瓜络碎条、淀粉胶，使之能够粘连成团，因而对其添加量并无特殊需求，满足调和目的的常规用量即可。

上述方法中的丝瓜络碎条采用预处理过的丝瓜络制成。具体步骤如下：将丝瓜络粉碎成1.5～2.5mm，洗净后烘干，按固/液体积比1：4加入(1+9)盐酸溶液中，在超声波发生器中以700W功率对其改性90min，结束后用自来水清洗，滤后于85℃烘箱中烘干。丝瓜络的预处理其目的是为了获得改性的丝瓜络碎条，而丝瓜络的改性并不限于上述方法，也可采用其方式或参数得到改性丝瓜络碎条。

自制方法并不仅限制于本实施例所述的原材料、步骤以及参数。尤其是，在实施例中的搅拌、压缩、烘干等步骤是为了制得反硝化颗粒，采用本领域技术人员所熟知的常规搅拌、压缩、烘干方式和参数均可。本发明提供的反硝化颗粒采用升华硫粉、丝瓜络碎条、淀粉凝胶和自来水调配而成，通过搅拌、压缩、烘干等步骤，制成的反硝化颗粒具有良好的抗压和抗冲击性能，可在水中较长时间的浸泡，有效的解决了硫粉在水中质软很快变形或随水流失的问题，延长了使用寿命，减缓了系统堵塞，避免了二次污染；同时，制成反硝化颗粒能使微生物与硫粉、丝瓜络碎条的有效接触面积增大，从而使反硝化脱氮过程进行的更加彻底。

进一步的，本发明自制的反硝化颗粒中，升华硫粉的添加为硫自养反硝化提供了基础，该过程以S⁰作为硝酸盐还原的电子供体，无需外加有机碳源就可以实现高效脱氮。丝瓜络碎条的添加一方面为制粒过程提供了支撑骨架，另一方面经过改性后的丝瓜络碎条拥有良好的释碳能力和微生物附着性能，有利于异养反硝化的发生，从而进一步提高脱氮效率。此外，珊瑚砂的添加既可以为微生物提供巨大的附着比表面积，同时可以补充硫自养反硝化过程中消耗的碱度，使出水的酸碱度适中。

出水段4填充有填料三8，填料三8采用卵石、碎石、陶粒均匀混合而成。卵石粒径为10～20mm，碎石粒径为5～7mm，陶粒粒径为1～3mm。出水段4下部设有出水口9，出水口9处铺设2层滤布，用于防止细沙随水流出。卵石、碎石、陶粒的体积占填料三8总体积的比例分别为50％～80％、10％～30％、10％～30％。进一步的，卵石、碎石、陶粒的体积占填料三8总体积的优选比例分别为60％、20％、20％。

值得说明的是，有氧硝化段2中的菲律宾砂、石英砂、陶粒的体积比，缺氧复合反硝化段3中的反硝化颗粒和珊瑚砂的体积比，出水段4中的卵石、碎石、陶粒的体积比，并不限于本实施例所述，其相应的体积比可以根据实际需求进行相应的调整。本实施例中，各区段中具体原料的体积比，是经过本发明人大量的实验对比后，给出的优选范围，在该优选范围内，可以更好的实现NH₄⁺-N和NO₃^--N的高效去除。

为进一步缩短人工快速渗滤系统的启动时间，增强系统运行的稳定性，在本实施例中，对填料一6和填料二7分别接种了好氧活性污泥和厌氧活性污泥。

填料一6混合前均采用好氧活性污泥进行接种。本发明人采用的接种方法如下：

在混合液悬浮固体浓度(MLSS)为3700mg/L、污泥沉降比(SV30)为25％的好氧活性污泥混合系统中，分别投加菲律宾砂、石英砂、陶粒，即填料一6。填料一6与污泥混合液的体积比为1：4，曝气5h后静置0.5h，排出上清液2L，再添加2L新鲜生活污水曝气，循环4次后取出填料一6置于筛盘滤水0.5h即完成接种。新鲜生活污水主要水质指标如下：COD浓度为240.8mg/L，NH₄⁺-N浓度为35.4mg/L，TN浓度为43.2mg/L，TP浓度为3.9mg/L，pH为7.3。

填料二7混合前均采用厌氧活性污泥进行接种。本发明采用的接种方法如下：

在混合液悬浮固体浓度(MLSS)为5800mg/L、污泥沉降比(SV30)为46％的厌氧活性污泥混合系统中，分别投加反硝化颗粒、珊瑚砂，即填料二7。填料二7与污泥混合液的体积比为1：2，以30r/min的速度搅拌5～10min后，取出填料置于筛盘滤水0.5h即完成接种。

同样的，接种方法不限于本实施例所述，上述方法的目的是为了获得分别经好氧活性污泥和厌氧活性污泥接种过的填料一6和填料二7，因而也可以采取其它方式或参数对填料一采用好氧活性污泥进行接种。接种后的填料表面附着了大量的微生物，有利于生物膜的生长和成熟，从而可缩短人工快速渗系统的启动时间，增强系统运行的稳定性。

为验证本发明(编号CRI1)对污水的脱氮效果，设置对照组(编号CRI2)进行比较。CRI2同样采用有机玻璃(PMMA)材料制成，系统高为180cm、内径为16cm，与本发明(CRI1)的不同之处在于：(1)CRI2从上往下依次设置进水段、混合填料段、出水段，各段高度分别为25cm、150cm、5cm；(2)进水采用淹水/落干交替运行的方式，水力负荷0.75～1.5m/d，水力负荷周期4～8h，湿干比1：2～1：5；(3)混合填料段采用天然河砂、沸石砂、大理石砂按照体积比5：4：1均匀混合作为填料，天然河砂、沸石砂、大理石砂的粒径分别为0.1～0.5mm、0.8～1.7mm、2.1～3.2mm；(4)填料填充前不进行接种。

实验例1：

以郫县犀浦镇某小区生活污水为处理对象，污水水质如下：COD、NH₄⁺-N、TN、TP、SS浓度分别为230.1～270.5mg/L、30.2～39.6mg/L、37.9～46.5mg/L、3.1～4.2mg/L、150～400mg/L，pH为6.8～7.6。CRI1和CRI2采用相同水质同时进水，以排除水质波动对系统运行效果的影响，进水前对生活污水进行简单的预处理，除去较大的悬浮物及沉淀物。

运行方式如下：CRI1进水采用淹水/落干/停留交替运行的方式，水力负荷0.75m/d，水力负荷周期8h，其中有氧硝化段3h，湿干比1：3，进入缺氧复合反硝化段后停留5h，再从出水口排出；CRI2进水采用淹水/落干交替运行的方式，水力负荷0.75m/d，水力负荷周期8h，混合填料段湿干比1：3，再从出水口排出。

处理前后生活污水的COD、NH₄⁺-N、TN浓度变化情况见表1～3：

表1两组CRI系统对生活污水中COD的处理效果比较

表2两组CRI系统对生活污水中NH₄⁺-N的处理效果比较

表3两组CRI系统对生活污水中TN的处理效果比较

由以上结果结合附图2(a)-图2(c)可知，本发明(CRI1)对生活污水中COD、NH₄⁺-N、TN的去除效果均显著优于对照组(CRI2)，启动时间也大幅缩短。从COD去除率来看，CRI1从第7天开始进入稳定期(COD去除率大于90％)，稳定期COD平均去除率达93.9％，相比CRI2提高了16.4个百分点；从NH₄⁺-N去除率来看，CRI1从第7天开始进入稳定期(NH₄⁺-N去除率大于90％)，稳定期NH₄⁺-N平均去除率达95.3％，相比CRI2提高了19.6个百分点；从TN去除率来看，CRI1从第13天开始进入稳定期(TN去除率大于90％)，稳定期TN平均去除率达91.3％，相比CRI2提高了72.1个百分点。本发明在稳定运行期间出水COD、NH₄⁺-N、TN的浓度均优于《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB18918-2002)中的一级A标准，出水效果稳定。

实验例2：

以郫县犀浦镇某富营养化湖水为处理对象，污水水质如下：COD、NH₄⁺-N、TN、TP、SS浓度分别为20.5～35.8mg/L、1.8～4.8mg/L、3.2～8.6mg/L、0.37～0.66mg/L、45～115mg/L，pH为7.2～7.8。CRI1和CRI2采用相同水质同时进水，以排除水质波动对系统运行效果的影响，进水前对富营养化湖水进行简单的预处理，除去较大的悬浮物及沉淀物。

运行方式如下：CRI3进水采用淹水/落干/停留交替运行的方式，水力负荷1.5m/d，水力负荷周期4h，其中有氧硝化段2h，湿干比1：4，进入缺氧复合反硝化段后停留2h，再从出水口排出；CRI4进水采用淹水/落干交替运行的方式，水力负荷1.5m/d，水力负荷周期4h，混合填料段湿干比1：4，再从出水口排出。

处理前后富营养化湖水的COD、NH₄⁺-N、TN浓度变化情况见表4～6：

表4两组CRI系统对富营养化湖水中COD的处理效果比较

表5两组CRI系统对富营养化湖水中NH₄⁺-N的处理效果比较

表6两组CRI系统对富营养化湖水中TN的处理效果比较

由以上结果结合附图3(a)-图3(c)可知，本发明(CRI1)对富营养化湖水中COD、NH₄⁺-N、TN的去除效果均显著优于对照组(CRI2)，启动时间也大幅缩短。从COD去除率来看，CRI1从第5天开始进入稳定期(COD去除率大于90％)，稳定期COD平均去除率达96.2％，相比CRI2提高了19.9个百分点；从NH₄⁺-N去除率来看，CRI1从第3天开始进入稳定期(NH₄⁺-N去除率大于90％)，稳定期NH₄⁺-N平均去除率达96.2％，相比CRI2提高了13.8个百分点；从TN去除率来看，CRI1从第8天开始进入稳定期(TN去除率大于90％)，稳定期TN平均去除率达94.5％，相比CRI2提高了72.3个百分点。本发明在稳定运行期间出水COD、NH₄⁺-N、TN的浓度均优于《地表水环境质量标准》(GB3838-2002)中的II类标准，出水效果稳定。

本领域的普通技术人员将会意识到，这里的实施例是为了帮助读者理解本发明的原理，应被理解为本发明的保护范围并不局限于这样的特别陈述和实施例。本领域的普通技术人员可以根据本发明公开的这些技术启示做出各种不脱离本发明实质的其它各种具体变形和组合，这些变形和组合仍然在本发明的保护范围内。