一种用于低C/N比污水高效脱氮的双池人工快渗系统及方法与流程

本发明属于污水处理技术领域，具体涉及一种用于低c/n比污水高效脱氮的双池人工快渗系统及方法。

背景技术：

人工快渗系统是基于传统土壤渗滤系统而发展起来的一种新型污水生态处理技术，在中小城镇生活污水处理、农村生活污水处理、受污染河流水及偏远地区污水处理中优势明显，具有广阔的应用前景。但是，传统的人工快渗系统脱氮主要通过微生物的硝化和反硝化作用来完成，由于人工快渗系统采用推流式进水方式，池体下部虽然具备良好的缺/厌氧条件，但随着污水的逐级渗滤，污水中的有机物被微生物逐级分解，导致渗入池体下部的污水c/n低，达不到反硝化菌对有机碳源的要求，导致tn去除率仅有10％～30％，不能达标排放，限制了该技术的进一步推广应用。不仅是人工快渗系统面临着污水低c/n比时脱氮效果差的问题，其他生物处理系统在污水c/n较低(c/n<3)时，传统的反硝化脱氮过程也将面临有机碳源不足的挑战。若要有效的改善低c/n比污水的脱氮效果，就必须解决反硝化过程碳源缺乏的问题。

近年来，厌氧氨氧化工艺受到生物脱氮领域的高度关注，该工艺与全程硝化反硝化脱氮过程相比，硝化过程降低了氧耗，同时不需要外加碳源，既节约了成本，又不产生二次污染，可以有效解决传统生物脱氮中碳源不足的问题，逐渐成为了低c/n比污水脱氮领域的研究热点。厌氧氨氧化过程是以no2^--n为电子受体，在缺/厌氧条件下将电子供体nh4⁺-n转化为气态氮的过程，然而一般污水中所含的no2^--n浓度普遍较低，不能满足厌氧氨氧化的进水需求。

厌氧氨氧化反应的化学计量方程式如下：

nh4⁺+1.32no2^-+0.066hco3^-+0.13h⁺→1.02n2+0.26no3^-+0.066ch2o0.15n0.15+2.03h2o

由上可知，基质nh4⁺-n和no2^--n的理论计量比为1:1.32，因此，将硝化反应控制停止在部分短程硝化阶段，即控制60％左右的nh4⁺-n氧化成no2^--n，使出水中no2^--n和nh4⁺-n的质量浓度比接近厌氧氨氧化的理论值1.32，是实现厌氧氨氧化高效脱氮的前提条件。

专利201810444023.x公开了一种实现短程硝化的装置及其方法，通过在短程硝化阶段投加一定量的氯酸钾，诱导no2^--n积累，为后续的反硝化脱氮或厌氧氨氧化脱氮提供基础；专利201710225673.0公开了一种投加羟胺实现部分短程硝化-厌氧氨氧化的装置与方法，通过羟胺的添加可达到较好的no2^--n积累效果，实现部分短程硝化反应器的启动并维持较高的no2^--n积累；专利201811372714.x公开了一种使用联合抑制剂控制短程硝化的方法，在运行稳定的sbr或mbbr中，依照甲酸、联氨、联氨的方式重复添加，实现稳定的短程硝化。上述方法均采用一种或多种抑制剂投加实现短程硝化，但抑制剂对微生物具有毒性，投加不当时将使水体遭受二次污染。

专利201510340540.9公开了一种利用溶解氧调节耦合间歇曝气启动城市污水短程硝化的装置及方法，采用15min好氧搅拌/15min缺氧搅拌的间歇曝气方式，第一阶段调控溶解氧为0.2～0.3mg/l运行30～60d；第二阶段调控溶解氧1.5～2.0mg/l运行30d后实现稳定的短程硝化；专利201410321168.2公开了一种快速短程硝化的启动方法，将污水加入sbr使污泥浓度为2500～3500mg/l，控制水温30±1℃、ph7.9～8.2，并调节溶解氧浓度和曝气时间可实现短程硝化。但是，这些方法都针对活性污泥体系，而人工快渗系统属于典型的生物膜体系，且属于固定床体系，没有专门的曝气充氧设备，上述这些方法并不适用于人工快渗系统。其次，污水在人工快渗系统内呈推流式运动过程中，污水水质逐级变化，单独依靠某种因素的调控，难以实现高效稳定的短程硝化。

专利201610343798.9公开了一种基于弱磁场的污水亚硝化处理装置与方法，利用生物体带有生物电或磁性物质的特点，通过磁场增强了游离氨进入氨氧化细菌内部的速度，实现亚硝化启动；专利201510373241.5公开了一种利用恒定磁场处理低温高氨氮废水的装置及方法，利用磁场增加氨氧化反应速率，促进氨氧化菌富集，同时通过控制溶氧、ph、水力停留时间和污泥龄，实现了反应器在低温条件下高效进行亚硝化反应。这些方法均依托活性污泥体系，只是初步实现了污水的亚硝化，并未真正实现一体化高效脱氮，其次，处理对象均是针对高氨氮浓度废水，且活性污泥体系在进行污水处理过程中会产生剩余污泥，剩余污泥的排放和处理均会增加运行成本。

专利201610428030.1公开了一种基于厌氧氨氧化型两段式人工快速渗滤系统及其启动方法，通过调节no2^--n初始浓度到16～40mg/l，nh4⁺-n浓度为14～34mg/l，在配水池内用恒温水浴加热棒将所配置的废水保持在30～40℃，并采用na2co3将所配置废水ph调到7.5～8.0，实现了厌氧氨氧化。然而，温度、ph等的调控无疑会增加操作复杂度和运行成本，这与人工快渗系统应具备操作简便、节约成本等特点是相悖的，且各种外源添加物的加入存在二次污染的可能性。同时，当进水水质波动和环境条件改变时，上述方法的稳定性将受到不同程度的影响。

此外，要使部分短程硝化出水水质尽可能达到厌氧氨氧化需求，通常需要较长的启动和调控时间；而厌氧氨氧化菌生长速率缓慢，倍增时间长，细胞产率低，导致厌氧氨氧化的启动时间很长，且由于该类菌对环境条件十分敏感，运行稳定性较差，限制了该技术的推广应用。因此，实现部分短程硝化和厌氧氨氧化的快速启动也是亟待解决的问题。

技术实现要素：

本发明的目的是解决上述问题，提供一种用于低c/n比污水高效脱氮的双池人工快渗系统及方法，该系统及方法可一体式实现部分短程硝化和厌氧氨氧化脱氮，具有所需启动时间短、脱氮效率高、不产剩余污泥、运行成本低、操作简便灵活、占地面积小、无二次污染等优点。

为解决上述技术问题，本发明的技术方案是：一种用于低c/n比污水高效脱氮的双池人工快渗系统，包括进水箱、人工快渗池一、人工快渗池二以及出水箱，所述人工快渗池一内设有磁场且由上至下依次设置布水区、碎石区一、滤料区一、碎石区二、隔板以及集水区，所述隔板设有出水口一，所述人工快渗池二由下至上依次设置碎石区三、滤料区二以及碎石区四，人工快渗池一插设于人工快渗池二中，且其底部通过碎石区三与人工快渗池二相连通；

污水通过进水箱依次经过布水区、碎石区一、滤料区一、碎石区二、集水区、碎石区三、滤料区二以及碎石区四，再进入出水箱中。

优选地，所述磁场设置于滤料区一处，由平行设置于人工快渗池一外部两侧的磁铁实现。

优选地，所述滤料区一中心位置还设有磁场传感器，磁场传感器连接有磁场测定仪，所述磁铁为平板状或半圆弧状，磁铁的高度不低于滤料区一的高度，宽度不小于滤料区一的直径。

优选地，所述滤料区一内的滤料在填充前采用好氧硝化污泥(混合液挥发性悬浮固体浓度mlvss为4000～6000mg/l)进行接种，滤料区二内的滤料在填充前采用厌氧氨氧化污泥(混合液挥发性悬浮固体浓度mlvss为5000～7000mg/l)进行接种。

优选地，所述布水区、碎石区一、滤料区一、碎石区二、集水区的高度比为2～6：1：10～14：1：10～14；

布水区和集水区不做任何填充，碎石区一和碎石区二均采用粒径为5～10mm的碎石进行填充，滤料区一采用天然河砂、海砂按照体积比3～8：1混合均匀后进行填充，天然河砂、海砂的粒径分别为0.25～0.5mm、0.15～0.30mm。

优选地，碎石区三、滤料区二、碎石区四的高度比为1：8～15：1；

碎石区三、碎石区四均采用粒径为5～10mm的碎石进行填充，滤料区二采用天然河砂、复合水热炭按照质量比2～5：1混合均匀后进行填充，天然河砂、复合水热炭的粒径均为0.15～0.30mm。

复合水热炭优选采用畜禽粪便和废弃植物为原料进行制备，其中，畜禽粪便包括羊粪、猪粪、牛粪等的一种或几种，废弃植物包括落叶、秸秆、树皮等的一种或几种，具体制备方法如下：将畜禽粪便、废弃植物分别晒干后，粉碎过50目筛，按照畜禽粪便、废弃植物质量比(1～4)：1混合均匀得到混合粉末，再按混合粉末质量与去离子水体积比(g：ml)为1：(5～15)的比例，称取一定质量的混合粉末，量取相应体积的去离子水，加入水热反应釜，放置烘箱内，先在130℃下恒温密闭加热(1～3)h，再在180℃下恒温密闭加热(10～30)h。反应结束后，冷却至室温，用去离子水清洗后烘干，过50目筛即制得复合水热炭。

优选地，所述集水区的高度不低于人工快渗池二的高度，人工快渗池一与人工快渗池二的直径比为1：2～4。

优选地，所述人工快渗池一上方设置有喷洒器，进水箱通过水管与喷洒器相连通，水管上设置计量泵，计量泵连接有继电器；

优选地，所述人工快渗池二上设有出水口二，所述出水口二位于碎石区四处且通过水管与出水箱相连通。

一种利用上述双池人工快渗系统的对低c/n比污水进行高效脱氮的方法，包括以下步骤：

s1：控制污水进水水力负荷为0.8～1.5m/d，进水、落干时间分别为1h、2～5h，该阶段不施加磁场，待运行至稳定后，调整进水、落干时间分别为1h、72～110h，运行1～2个周期，落干期间控制滤料区一的中心磁场强度为0～80mt；

s2：待步骤s1落干期结束后，恢复进水、落干时间分别为1h、2～5h，该阶段不施加磁场，运行2～4个周期后，调整进水、落干时间分别为1h、24～72h，运行1～2个周期，控制滤料区一的中心磁场强度为0～40mt；

s3：待步骤s2落干期结束后，不再施加磁场，恢复进水、落干时间分别为1h、2～5h，采用进水1h、落干2～5h交替运行的方式，即可实现部分短程硝化和厌氧氨氧化的快速启动，进而实现对低c/n比污水的高效脱氮。

上述技术方案中，所述步骤s3中，后续只需保持采用进水1h-落干2～5h-进水1h-落干2～5h循环交替运行(不再需要磁场)即可保持这种高效脱氮效果。

本发明提供的一种用于低c/n比污水高效脱氮的双池人工快渗系统及方法具有以下有益效果：

(1)启动时间短：依靠人工快渗池一独特的滤料结构(天然河砂、海砂混合填充)和调控方式(进水、落干时间的反复波动以及磁场的协同调控)可实现部分短程硝化的快速启动；依靠在人工快渗池二的滤料区二内接种厌氧氨氧化污泥，同时采用天然河砂、复合水热炭混合填充，并创造出良好稳定的厌氧条件，可实现厌氧氨氧化的快速启动，通过本发明的启动方法，双池人工快渗系统的部分短程硝化-厌氧氨氧化启动时间仅需5～18d；

(2)脱氮效率高：通过进水、落干时间的反复波动以及磁场的协同调控，可实现人工快渗池一的部分短程硝化，约有60％左右的nh4⁺-n氧化为no2^--n，出水水质达到厌氧氨氧化的进水水质需求，进入人工快渗池二后，nh4⁺-n、no2^--n可通过厌氧氨氧化反应实现同步去除，污水中的氮素污染物得到高效脱除，稳定运行时tn平均去除率高于98％；

(3)不产剩余污泥：人工快渗池一和人工快渗池二均为典型的生物膜固定床体系，运行过程不产生剩余污泥，相比活性污泥体系，工艺流程更加简捷，既节约了剩余污泥的排放和处理成本，又减少了剩余污泥可能对环境造成的二次污染；

(4)运行成本低：人工快渗池一通过部分短程硝化使污水水质达到人工快渗池二厌氧氨氧化的进水需求，而厌氧氨氧化过程无需有机碳源便可实现全自养脱氮，有效解决了低c/n比污水中碳源不充分的问题，节约了有机碳源投加成本；人工快渗池一采用进水、落干交替运行的方式实现自然复氧，无需额外进行人工曝气充氧，节约了曝气能耗；人工快渗池一的出水先进入集水区，再通过底部连通的碎石区进入人工快渗池二，依靠重力推动即可完成人工快渗池二的进水，无需额外设置进水泵，节约了电耗；

(5)操作简便灵活：采用进水、落干反复波动协同磁场调控实现部分短程硝化，不受水质波动和环境条件变化的影响，可根据实际水质及环境条件的变化进行灵活调控，特别是当遇到水质波动等突发情况时可随时进行调整，保障处理效果的稳定，操作简便灵活；

(6)占地面积小：将人工快渗池一底部与人工快渗池二底部相互连通，形成双池人工快渗结构，结构紧凑，既能实现氧环境的分区，又能节省占地面积；

(7)无二次污染：部分短程硝化和厌氧氨氧化的启动均无需投加化学抑制剂，也无需对污水进行ph、氮素污染物浓度的调节，无需投加酸碱调节剂，同时整个脱氮过程无需额外投加有机碳源，不产生二次污染。

附图说明

图1是本发明用于低c/n比污水高效脱氮的双池人工快渗系统的结构示意图。

附图标记说明：1、进水箱；2、计量泵；3、继电器；4、喷洒器；5、人工快渗池一；6、布水区；7、碎石区一；8、滤料区一；9、碎石区二；10、集水区；11、出水口一；12、人工快渗池二；13、碎石区三；14、滤料区二；15、碎石区四；16、出水口二；17、出水箱；18、磁铁；19、磁场传感器；20、磁场测定仪。

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，本发明的用于低c/n比污水高效脱氮的双池人工快渗系统的结构示意图，该双池人工快渗系统包括进水箱1、人工快渗池一5、人工快渗池二12、出水箱17以及提供磁场的磁铁18。

在本实施例中，人工快渗池一5上方设置有喷洒器4，进水箱1通过水管与喷洒器4相连通，水管上设置计量泵2，计量泵2连接有继电器3。通过计量泵2和继电器3控制污水进水水力负荷。

人工快渗池一5内由上至下依次设置布水区6、碎石区一7、滤料区一8、碎石区二9以及集水区10。碎石区二9与集水区10设置有隔板，隔板与碎石区二9之间设置有滤布，隔板中央设有出水口一11，滤布是为防止滤料随下渗污水流出。布水区6、碎石区一7、滤料区一8、碎石区二9、集水区10的高度比为4：1：11：1：11。布水区6和集水区10不做任何填充，碎石区一7和碎石区二9均优选采用粒径为5～10mm的碎石进行填充，滤料区一8优选采用天然河砂、海砂按照体积比5：1混合均匀后进行填充，天然河砂、海砂的粒径分别为0.25～0.5mm、0.15～0.30mm。海砂中含有一定的盐分，盐分的存在不利于nob的生长，因而nob在滤料区一8内的附着能力较差，逐渐被淘洗掉。滤料区一8内的滤料优选在填充前采用好氧硝化污泥(混合液挥发性悬浮固体浓度mlvss为5720mg/l)进行接种。

磁场传感器19设置于滤料区一8中心位置，且还连接有磁场测定仪20，磁场强度通过磁场传感器19传送至磁场测定仪20进行读数。磁铁18平行设置在滤料区一8两侧，为平板状，磁铁18的高度不低于滤料区一8的高度，宽度不小于滤料区一8的直径。磁铁18采用烧结铁氧体磁铁、粘结铁氧体磁铁或注塑铁氧体磁铁等的任意一种均可。本实施例中采用烧结铁氧体磁铁，主要原料包括bafe12o19和srfe12o19。值得说明的是，设置磁铁18目的是为提供磁场，但磁场的实现并不限于本实施例，还可以采用本领域的其他常规方式，并无特殊的限制，如螺线圈等方式。

人工快渗池二12由下至上依次设置碎石区三13、滤料区二14以及碎石区四15，人工快渗池一5插设于人工快渗池二12中，且其底部通过与碎石区三13与人工快渗池二12相连通。碎石区三13、滤料区二14、碎石区四15的高度比为1：10：1。进一步的，集水区10的高度和人工快渗池二12的高度相同，人工快渗池一5与人工快渗池二12的直径比为1：3。碎石区三13、碎石区四15均优选采用粒径为5～10mm的碎石进行填充，滤料区二14优选采用天然河砂、复合水热炭按照质量比3：1混合均匀后进行填充，天然河砂、复合水热炭的粒径均为0.15～0.30mm。滤料区二14内的滤料优选在填充前采用厌氧氨氧化污泥(混合液挥发性悬浮固体浓度mlvss为6650mg/l)进行接种。

在本实施例中，复合水热炭采用羊粪和榕树落叶为原料进行制备，具体方法如下：将羊粪、榕树落叶分别晒干后，粉碎过50目筛，按照羊粪、榕树落叶质量比2：1混合均匀得到混合粉末，再按混合粉末质量与去离子水体积比(g：ml)为1：5的比例，称取一定质量的混合粉末，量取相应体积的去离子水，加入水热反应釜，放置烘箱内，先在130℃下恒温密闭加热2h，再在180℃下恒温密闭加热15h。反应结束后，冷却至室温，用去离子水清洗后烘干，过50目筛即制得复合水热炭。需要说明的是，复合水热炭的制备并不限于本实施例，可以采用本领域中其它常规的制作方法进行制备。

人工快渗池二12上设有出水口二16，出水口二16位于碎石区四15处且通过水管与出水箱17相连通。

污水由进水箱1，通过水管、喷洒器4依次进入布水区6、碎石区一7、滤料区一8、碎石区二9，由出水口一11进入集水区10，再经过碎石区三13依次进入滤料区二14、碎石区四15，最后通过出水口二16再进入出水箱17中。

一种利用上述双池人工快渗系统的对低c/n比污水进行高效脱氮的方法，包括以下步骤：

s1：通过计量泵2和继电器3控制污水进水水力负荷为0.8～1.5m/d，进水、落干时间分别为1h、2～5h，该阶段不施加磁场，待运行至稳定后，调整进水、落干时间分别为1h、72～110h，运行1～2个周期，落干期间通过调节磁铁18的间距控制滤料区一8的中心磁场强度为0～80mt，磁场强度通过磁场传感器19传送至磁场测定仪20进行读数；

s2：待步骤s1落干期结束后，恢复进水、落干时间分别为1h、2～5h，该阶段不施加磁场，运行2～4个周期后，调整进水、落干时间分别为1h、24～72h，运行1～2个周期，落干期间通过调节磁铁18的间距控制滤料区一8的中心磁场强度为0～40mt，磁场强度通过磁场传感器19传送至磁场测定仪20进行读数；

s3：待步骤s2落干期结束后，不再施加磁场，恢复进水、落干时间分别为1h、2～5h，采用进水1h、落干2～5h交替运行的方式，即可实现部分短程硝化和厌氧氨氧化的快速启动，进而实现对低c/n比污水的高效脱氮。

通过上述协同调控手段，当出水口一11进入集水区10的污水中no2^--n积累率高于98％，no2^--n与nh4⁺-n的质量浓度比接近1.32时，表明成功启动部分短程硝化，该水质可满足人工快渗池二12进行厌氧氨氧化的进水水质需求，进入人工快渗池二12后，可通过厌氧氨氧化将nh4⁺-n、no2^--n同步转化为n2，从而实现高效脱氮。

以下对本发明提供的用于低c/n比污水高效脱氮的双池人工快渗系统及方法的工作过程和原理进行详细的说明，以进一步展示本发明的优点：

污水在人工快渗池一5的滤料区一8内发生部分短程硝化，即污水中的nh4⁺-n约有60％左右被氨氧化菌(aob)氧化为no2^--n，由于滤料区一8内的亚硝酸盐氧化菌(nob)受到严重抑制，难以将no2^--n进一步氧化为no3^--n，致使从出水口一11进入集水区10的污水中no2^--n积累率高于98％，no2^--n与nh4⁺-n的质量浓度比接近1.32，满足人工快渗池二12进行厌氧氨氧化的进水水质需求。

污水在人工快渗池一5的滤料区一8内发生部分短程硝化的原理是：人工快渗池一5采用进水、落干交替运行的方式，实现自然复氧，可满足aob和nob对氧环境的需求，但本发明独特的滤料结构和调控方式，可在富集aob的同时实现nob的选择性淘汰，具体表现为：①滤料区一8采用天然河砂、海砂进行填充，海砂中含有一定的盐分，盐分的存在不利于nob的生长，因而nob在滤料区一8内的附着能力较差，逐渐被淘洗掉；②由于nob对营养物质的需求和环境条件的敏感度均高于aob，通过进水、落干时间的反复波动，以及磁场的协同调控抑制其活性，使nob无法适应而逐渐死亡，aob则成为滤料区一8内的优势菌群，为部分短程硝化的发生提供了基础。

污水在人工快渗池二12的滤料区二14内发生厌氧氨氧化，即集水池中的污水沿碎石区三13进入滤料区二14后，在厌氧氨氧化菌(aaob)的作用下，以剩余nh4⁺-n作为电子供体，以积累的no2^--n作为电子受体，将nh4⁺-n、no2^--n同步转化为n2，从而实现高效脱氮的过程。

污水在人工快渗池二12的滤料区二14内发生厌氧氨氧化的原理是：①滤料区二14内的滤料在填充前采用厌氧氨氧化污泥(mlvss为5000～7000mg/l)进行接种，厌氧氨氧化污泥中富含aaob，条件适宜时可实现厌氧氨氧化的快速启动；②滤料区二14采用天然河砂、畜禽粪便水热炭进行填充，由于所采用的复合水热炭具有巨大的比表面积和发达的孔隙结构，可为aaob的有效附着、截留和生长富集提供条件，促使厌氧氨氧化的快速发生；③人工快渗池二12底部通过碎石区三13与人工快渗池一5底部相互连通，且集水区10的高度不低于人工快渗池二12的高度，使得人工快渗池二12一直处于淹水状态，因而滤料区二14内形成良好的厌氧条件，促进了aaob的生长繁殖，从而为厌氧氨氧化的发生创造了有利条件。

以下通过实验例和对比例对本发明提供的用于低c/n比污水高效脱氮的双池人工快渗系统及方法进行进一步的说明，以展示本发明的技术效果：

实验例和对比例均采用某村镇居民产生的低c/n比(c/n<3)污水作为本实施例的处理对象，进水cod、nh4⁺-n、tn、tp的质量浓度分别为90.5～105.6mg/l、42.4～48.5mg/l、45.6～52.1mg/l、1.9～4.6mg/l，ph值为6.8～7.6，环境温度为20～25℃。水质指标均采用国家环保总局颁布的《水和废水监测分析方法(第四版)》规定的标准进行检测。

实验例

s1：通过计量泵2和继电器3控制污水进水水力负荷为1.0m/d，进水、落干时间分别为1h、3h，该阶段不施加磁场。待运行至稳定后，调整进水、落干时间分别为1h、109h，运行1个周期，落干期间通过调节磁铁18的间距控制滤料区一8的中心磁场强度为60mt，磁场强度通过磁场传感器191传送至磁场测定仪20进行读数；

s2：待步骤s1落干期结束后，恢复进水、落干时间分别为1h、3h，该阶段不施加磁场。运行3个周期后，调整进水、落干时间分别为1h、71h，运行1个周期，落干期间通过调节磁铁18的间距控制滤料区一8的中心磁场强度为35mt，磁场强度通过磁场传感器19传送至磁场测定仪20进行读数；

s3：待步骤s2落干期结束后，不再施加磁场，恢复进水、落干时间分别为1h、3h，采用进水1h、落干3h交替运行的方式，可实现部分短程硝化和厌氧氨氧化的快速启动，进而实现对低c/n比污水的高效脱氮。

运行60d的检测结果表明：从人工快渗池一5的出水口一11进入集水区10的污水中nh4⁺-n、no3^--n、no2^--n的平均质量浓度为18.8mg/l、0.35mg/l、25.8mg/l，nh4⁺-n平均去除率、no2^--n平均积累率、no2^--n与nh4⁺-n的平均质量浓度比分别为60.4％、98.7％、1.37，该水质可满足人工快渗池二12进行厌氧氨氧化的进水水质需求。人工快渗池二12的出水口二(16)排出的水中cod、nh4⁺-n、tn的平均质量浓度分别为1.6mg/l、0.15mg/l、0.95mg/l，cod、nh4⁺-n、tn的平均去除率分别为98.3％、99.7％、98.1％。

对比例1

通过计量泵2和继电器3控制污水进水水力负荷为1.0m/d，进水、落干时间分别为1h、3h，循环交替运行10d，期间不施加磁场。

运行60d的检测结果表明：从人工快渗池一5的出水口一11进入集水区10的污水中nh4⁺-n、no3^--n、no2^--n的平均质量浓度为22.5mg/l、23.1mg/l、3.7mg/l，nh4⁺-n平均去除率、no2^--n平均积累率、no2^--n与nh4⁺-n的平均质量浓度比分别为52.6％、13.8％、0.16，该水质无法满足人工快渗池二12进行厌氧氨氧化的进水水质需求。人工快渗池二12的出水口二(16)16排出的水中cod、nh4⁺-n、tn的平均质量浓度分别为4.9mg/l、10.6mg/l、37.9mg/l，cod、nh4⁺-n、tn的平均去除率分别为94.9％、77.7％、25.1％。

对比例2

通过计量泵2和继电器3控制污水进水水力负荷为1.0m/d，进水、落干时间分别为1h、3h，该阶段不施加磁场。待运行至稳定后，调整进水、落干时间分别为1h、109h，运行1个周期，该阶段不施加磁场。落干期结束后，恢复进水、落干时间分别为1h、3h，该阶段不施加磁场。运行3个周期后，调整进水、落干时间分别为1h、71h，运行1个周期，该阶段不施加磁场。落干期结束后，恢复进水、落干时间分别为1h、3h，循环交替运行。

运行60d的检测结果表明：从人工快渗池一5的出水口一11进入集水区10的污水中nh4⁺-n、no3^--n、no2^--n的平均质量浓度为20.5mg/l、18.1mg/l、10.6mg/l，nh4⁺-n平均去除率、no2^--n平均积累率、no2^--n与nh4⁺-n的平均质量浓度比分别为56.8％、36.9％、0.52，该水质无法满足人工快渗池二12进行厌氧氨氧化的进水水质需求。人工快渗池二12的出水口二(16)排出的水中cod、nh4⁺-n、tn的平均质量浓度分别为3.7mg/l、7.1mg/l、29.2mg/l，cod、nh4⁺-n、tn的平均去除率分别为96.1％、85.1％、42.3％。

对比例3

通过计量泵2和继电器3控制污水进水水力负荷为1.0m/d，进水、落干时间分别为1h、3h，落干期间通过调节磁铁18的间距控制滤料区一8的中心磁场强度为60mt，磁场强度通过磁场传感器19传送至磁场测定仪20进行读数。

运行60d的检测结果表明：从人工快渗池一5的出水口一11进入集水区10的污水中nh4⁺-n、no3^--n、no2^--n的平均质量浓度为19.3mg/l、20.4mg/l、8.1mg/l，nh4⁺-n平均去除率、no2^--n平均积累率、no2^--n与nh4⁺-n的平均质量浓度比分别为59.4％、28.4％、0.42，该水质无法满足人工快渗池二12进行厌氧氨氧化的进水水质需求。人工快渗池二12的出水口二(16)排出的水中cod、nh4⁺-n、tn的平均质量浓度分别为4.4mg/l、8.2mg/l、30.5mg/l，cod、nh4⁺-n、tn的平均去除率分别为95.4％、82.7％、39.7％。

通过对比可以发现，不采用进水、落干时间反复波动以及磁场的协同调控(对比例1)，或仅调控进水、落干时间(对比例2)，或仅调控磁场强度(对比例3)，均不能实现部分短程硝化和厌氧氨氧化的快速启动，脱氮效率无法得到显著提升；通过本发明提出的进水、落干时间反复波动以及磁场的协同调控，可实现人工快渗一池的出水no2^--n积累率高于98％，no2^--n与nh4⁺-n的质量浓度比接近1.32，成功启动部分短程硝化，该水质可满足人工快渗二池进行厌氧氨氧化的进水水质需求，进入人工快渗二池后，可通过厌氧氨氧化将nh4⁺-n、no2^--n同步转化为n2，从而实现高效脱氮，tn平均去除率分别比对比例1、对比例2、对比例3提高了73.0％、55.8％、58.4％，比传统人工快渗系统提高了58.1～88.1％，脱氮效果提高显著。

综上所述，本发明提供的一种用于低c/n比污水高效脱氮的双池人工快渗系统及方法，采用独特的滤料结构、进水、落干时间反复波动以及磁场的协同调控，选择性淘汰亚硝酸氧化细菌，而对氨氧化细菌不产生影响，从而保留和富集氨氧化细菌，可一体式实现部分短程硝化和厌氧氨氧化脱氮，具有启动时间短、脱氮效率高、不产剩余污泥、运行成本低、操作简便灵活、占地面积小、无二次污染等优点，既有效解决了传统人工快渗系统脱氮效率低的问题，又为低c/n比污水高效脱氮提供了一条全新的途径，同时也可为其他固定床生物膜体系部分短程硝化-厌氧氨氧化的快速启动和稳定运行提供技术参考，具有良好的应用价值，值得在业内推广。

本领域的普通技术人员将会意识到，这里所述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。