地下滲濾系統水力負荷周期和水力負荷的參數優化

李曉東等

摘要：利用室內模擬裝置，對地下滲濾系統的水力負荷周期參數進行優化，研究不同水力負荷對污染物去除效果的影響。結果表明，水力負荷周期為24、12 h時，系統對CODCr去除效果較好，CODCr平均去除率分別為76%、74%；6、12 h時，氨氮去除效果好，平均去除率分別達到97.6%、99.2%；綜合考慮CODCr和氨氮去除效果，選擇12 h為最佳周期。推薦合適水力負荷為0.08 m3/（m2·d），此時，CODCr、氨氮出水濃度能滿足城鎮污水處理廠污染物排放GB 18918—2002《城鎮污水處理廠污染物排放標準》的1級A標準。

關鍵詞：地下滲濾系統；水力負荷周期；水力負荷；參數優化

中圖分類號： X703文獻標志碼： A文章編號：1002-1302（2015）02-0362-03

收稿日期：2014-04-01

基金項目：國家水體污染控制與治理科技重大專項（編號：2012ZX07202-003、2012ZX07212-001）；遼寧省科學技術計劃（編號：2014020164）。

作者簡介：李曉東（1978—），男，山西太谷人，博士，高級工程師，從事污水生態治理與修復工作。E-mail：13889348902@126.com。地下滲濾土地處理系統具有興建運行費用低、受溫度影響小、不存在衛生問題、出水效果好等優點[1-3]。傳統的土地滲濾直接以土壤作為基質，滲透性差、易堵塞、占地面積大[2，4]。目前，基質改良和優化基質的填充方式是地下滲濾系統的研究熱點。本試驗構建以生物基質、爐渣、河沙分層裝填并適合沙質土壤地區的地下滲濾系統，對該系統水力負荷周期[5]和水力負荷進行優化，尋找最優的運行條件，為實際工程設計提供科學依據。

1材料與方法

1.1地下滲濾系統

將基質填充于高120 cm、外徑30 cm的有機玻璃柱內來模擬地下滲濾系統，自上而下分別裝填15 cm河沙、40 cm生物基質、5 cm爐渣、50 cm河沙、10 cm礫石，其中，生物基質由活性污泥、河沙、爐渣和草炭土按照一定比例混合配制而成。散水管設置在40 cm處，在散水管下方5 cm處設置不透水槽，進水由蠕動泵輸送至散水管，進入不透水槽后在毛細作用下上升一段距離，并由于重力作用下滲，最終從出水口流出（圖1）。滲濾系統裝置放置于室內，溫度為16～28 ℃，系統進水和落干交替進行，時間和頻率由配電箱控制。

1.2試驗用水

以試驗用水模擬生活污水，水質指標見表1。

1.3檢測項目及方法

常規性水質檢測項目有CODCr、氨氮、TN，測定方法參照《水和廢水監測分析方法》[6]。

1.4試驗方案

1.4.1不同水力負荷周期對污染物凈化效果的影響水力負荷周期概念源于快速滲濾工藝，1次淹水和1次落干構成的循環稱為水力負荷周期[5]。滲濾系統設定水力負荷為008 m3/（m2·d），濕干比為1 ∶1，采用48、24、12、6 h共4個水力負荷周期進行試驗，確定最優水力負荷周期。

1.4.2不同水力負荷對污染物凈化效果的影響滲濾系統以最優水力負荷周期、濕干比1 ∶1進行設定，采用8×10-2、10×10-2、12×10-2 m3/（m2·d） 共3個水力負荷進行試驗，確定最優水力負荷。

2結果與分析

2.1最佳水力負荷周期的確定

2.1.1水力負荷周期對CODCr去除率的影響由圖2可見，水力負荷周期為24、12 h時，CODCr去除效果較好，平均去除率分別為76%、74%；水力負荷周期為6 h時，1 d內進水4次，進水頻率較大，每次落干時間只有3 h，落干時間相對較短，在落干期內微生物無法將有機物完全分解就又進入下次淹水期，同時，未分解的有機物還會影響淹水期微生物對有機物的吸收，從而CODCr去除效果最差，平均去除率僅為59%；48 h時，CODCr去除率為67%，與24、12 h時相比，CODCr去除效果下降，可能是由于淹水時間過長，微生物較長時間處于缺氧狀態而活性降低，同時，落干時間過長，導致微生物營養不足，甚至死亡，這與馬利民等的研究結論[7]較為吻合。

2.1.2水力負荷周期對氨氮去除率的影響氨氮的去除涉及自然揮發、基質吸附和微生物硝化作用，并且微生物硝化作用是去除氨氮的主要途徑[8]。由圖3可見，水力負荷周期為6、12 h時，滲濾系統復氧效果較好，硝化作用強烈，氨氮去除率分別達到97.6%、99.2%，這與嚴群等的研究結果[9-10]比較一致；24、48 h時，由于淹水時間較長，導致基質中的氧含量較低，限制了硝化細菌的活性，導致氨氮去除率下降。

2.1.3水力負荷周期對TN去除率的影響TN去除與氨氮揮發、基質吸附和微生物硝化-反硝化作用[8]有關。在pH值<8的體系中，氨氮揮發量很小[11]，大部分氨氮都被轉化成NOx-N，NOx-N由于帶有負電而不會被基質吸附[12]，因此，反硝化作用是總氮去除的主要途徑，而決定反硝化程度的主要因素包括 DO 濃度、C/N 比和缺氧段的停留時間[13]。由圖4可見，水力負荷周期為6 h時，TN的去除效果雖然相對較好，但去除率仍然較低，平均去除率僅為21.2%，這是因為，間歇運行使系統的復氧效果較好，僅在基質局部形成小范圍的缺氧環境，在系統內部無法形成較大范圍、有效的適合反硝化細菌生長的環境，從而導致反硝化效果很差，TN去除率低。

2.2最佳水力負荷的確定

2.2.1水力負荷對CODCr去除率的影響由圖5可見，CODCr去除率隨水力負荷的增大而降低，其中，水力負荷為008 m3/（m2·d）時，CODCr去除率在80%左右；當水力負荷由0.08 m3/（m2·d）變為0.10 m3/（m2·d）時，CODCr去除率變化較小，出水仍能滿足城鎮污水處理廠污染物排放1級A標準（GB 18918—2002），說明系統有一定的抗有機負荷沖擊能力；當水力負荷增大到0.12 m3/（m2·d）時，CODCr去除率明顯降低，穩定在60%左右，出水滿足城鎮污水處理廠污染物排放1級B標準，這是由于水力負荷增大，污染物負荷提高，出水中攜帶了一些脫落的生物膜，水流的沖刷使生物膜加速脫落而系統中生物量減少，系統中有限的生物量導致CODCr去除率下降，同時，基質內部可能出現短流，水力停留時間縮短[14]，系統內的基質和微生物與污水接觸不充分，而對污染物吸附、吸收作用下降，微生物與污水進行的物質交換減弱，另外，高負荷進水在基質上層可能形成積水，產生過濾壓力，而導致上層基質過濾效果下降[15]。綜上所述，以CODCr出水濃度達標設計，建議水力負荷為0.10 m3/（m2·d）。endprint

2.2.2水力負荷對氨氮去除率的影響由圖6可見，水力負荷0.08 m3/（m2·d）時，系統對氨氮有很高的去除率，保持在99%以上，出水氨氮濃度接近為零；隨著水力負荷的逐漸增大，氨氮去除率逐漸降低，依次為85%、65%左右，此時氨氮出水濃度在10 mg/L以上，難以滿足城鎮污水處理廠污染物排放1級B標準。這主要是因為水力負荷增大，使氨氮的停留時間縮短，單位時間內進入系統的氨氮負荷升高，再加上硝化細菌數量有限，無法與硝化細菌充分接觸[14]，導致氨氮去除效果差。另外，基質對氨氮吸附能力有限，無法對氨氮進行有效的吸附。綜上所述，以氨氮出水濃度達標設計，建議水力負荷為0.08 m3/（m2·d）。

2.2.3水力負荷對TN去除率的影響由圖7可見，滲濾系統整體對TN的去除效果不理想；水力負荷0.10 m3/（m2·d）時，TN去除效果最好，去除率也僅約40%，此時出水TN在 40 mg/L 以上，難以滿足城鎮污水處理廠污染物排放1級標準；水力負荷0.08、0.12 m3/（m2·d）時，TN去除率僅在10%、20%左右。這主要是因為，當水力負荷增大到010 m3/（m2·d）時，系統進水量增加，促進缺氧環境的形成，進而提高微生物反硝化效果；水力負荷達到0.12 m3/（m2·d）時，雖然形成更好的缺氧環境，但由于氨氮去除效果急劇下降（圖6），進而影響TN的去除，TN去除能力低限制了地下滲濾系統的應用。

3結論

地下滲濾系統水力負荷周期優化試驗結果表明，水力負荷周期為24、12 h時，CODCr的去除效果較好，平均去除率分別為76%、74%，周期為6、12 h時，氨氮去除率分別達到976%、99.2%。綜合考慮氨氮、CODCr的去除效果，建議選擇12 h為水力負荷最佳的運行周期，即進水6 h、落干6 h。

不同水力負荷對污染物去除效果研究表明，水力負荷為0.08、0.10 m3/（m2·d）時，CODCr出水濃度都能滿足城鎮污水處理廠污染物排放1級A標準；水力負荷為0.08 m3/（m2·d）時，氨氮出水濃度滿足城鎮污水處理廠污染物排放1級A標準。因此，推薦合適的水力負荷為0.08 m3/（m2·d）。

地下滲濾系統對CODCr、氨氮有較高的去除能力，而對TN的去除效果卻不理想。因此，在保證CODCr、氨氮去除效果的基礎上，如何提高系統的TN去除能力，將是下一步研究的重點。

參考文獻：

[1]Sun T H，He Y W，Ou Z Q，et al. Treatment of domestic wastewater by an underground capillary seepage system[J]. Ecological Engineering，1998，11（1-4）：111-119.

[2]Zhang J，Huang X，Liu C X，et al. Nitrogen removal enhanced by intermittent operation in a subsurface wastewater infiltration system[J]. Ecological Engineering，2005，25（4）：419-428.

[3]賈宏宇，孫鐵珩，李培軍，等. 污水土地處理技術研究的最新進展[J]. 環境污染治理技術與設備，2001，2（1）：62-65，47.

[4]李英華，孫鐵珩，李海波，等. 地下滲濾系統不同基質層對污染物的去除效果[J]. 東北大學學報：自然科學版，2010，31（5）：737-740.

[5]何江濤. 人工快滲污水處理系統水力負荷周期的設計[J]. 地學前緣，2005，12（增刊1）：49-54.

[6]國家環境保護總局. 水和廢水監測分析方法[M]. 北京：中國環境科學出版社，2002.

[7]馬利民，劉叢，崔程穎，等. 人工土地快速滲濾系統處理城鎮污水工藝優化[J]. 水處理技術，2008，34（6）：47-51.

[8]Llorens M，Perez-Marin A B，Aguilar M I，et al. Nitrogen transformation in two subsurface infiltration systems at pilot scale[J]. Ecological Engineering，2011，37（5）：736-743.

[9]嚴群，吳一蘩，楊健，等. 復合填料地下滲濾系統的強化脫氮研究[J]. 同濟大學學報：自然科學版，2010，38（5）：697-703.

[10]Achak M，Mandi L，Ouazzani N. Removal of organic pollutants and nutrients from olive mill wastewater by a sand filter[J]. Journal of Environmental Management，2009，90（8）：2771-2779.

[11]莊源益，戴樹桂，張明順. 水中氨氮揮發影響因素探討[J]. 環境化學，1995，14（4）：343-346.

[12]Zou J L，Dai Y，Sun T H，et al. Effect of amended soil and hydraulic load on enhanced biological nitrogen removal in lab-scale SWISS[J]. Journal of Hazardous Materials，2009，163（2/3）：816-822.

[13]陳俊敏，劉方，付永勝，等. 人工快速滲濾系統脫氮機理試驗研究[J]. 水處理技術，2009，35（2）：32-34，57.

[14]Stevik T K，Ausland G，Jenssen P D，et al. Removal of E. coli during intermittent filtration of wastewater effluent as affected by dosing rate and media type[J]. Water Research，1999，33（9）：2088-2098.王建楠，謝煥雄，胡志超，等. 復式花生脫殼機振動分選裝置試驗及參數優化[J]. 江蘇農業科學，2015，43（2）：365-370.endprint