人工快速渗滤系去除生活污水氨氮的机理研究

第一部分前言第一章绪论1.1水资源与水污染水资源水是生命的起源，是人类和其他生物赖以生存不可缺少的物质，是发展工业的重要条件和农业的命脉。全球水的总量为1.4×1018m3，淡水只占0.7%，约1.0×1016m3。而就是这么多淡水，也只有其中的1%存在于地球表面的河、湖、池塘等。其余的作为地下水隐藏在地表下面。因此，水资源相当宝贵。联合国早在1977年就向全世界发出警告：“水不足将成为一项严重的社会危机”。在世界上的一些地区，如中东地区和南非，水贵如油，而我国也是世界上13个贫水国家之一，人均水量仅为世界人均水平的四分之一，居世界149个国家的110位。目前，在全国600多座建制市中，有400座城市缺水，其中缺水严重的城市达130多个。全国城市每年缺水60亿立方米，日缺水量已超过1600万立方米[6]。总之，水资源短缺已成为当今世界最重大的资源环境问题，而水污染又加剧了这一危机。水污染由于工业生产和人类活动排放污染物进入水体，使水体及底泥的物理、化学及生化性质发生变化，从而降低了水体的使用价值，这种现象称为水体污染。当前，世界上大多数地区的河流都受到严重的环境压力。发展中国家95%以上的城市污水未经任何处理就排入地表水中[33]，这些水体中携有过量的污染物质和细菌，对人类健康构成重大的威胁。由于正处于经济起飞阶段，目前我国是水体污染情况较为严重的国家。据水利部资料显示，全国日排污水已超过1亿t，其中80%以上未经任何处理就直接排入水域,经过对532条河流的监测，有436条河流遭受了不同程度的污染[28]。中国7大河流经过的15个主要大城市的河段中，有13个河段水质污染严重。对全国131个主要湖泊和39座大中型水库的调查，有67个湖泊，12座水库已经处于富营养化水平。有的城市平均每天产生污水600万t，拥有二级深化处理能力的约占10%，然而近一半的处理能力却因管网未能联结而不能正式运转，大量污水未经二级处理便排入江河湖海，污染了环境[1]。由上述分析可知，全球性水污染问题已对人类生存和社会经济发展构成越来越严重的威胁，防治水体的恶化、保护水资源，走可持续性发展的道路已成为人类共同追求的目标。1.2我国污水处理现状据建设部统计，到2000年底，我国已建设的污水处理厂427座，但目前绝大多数小城镇尚未建污水处理设施，全社会污水处理率只有34.2%。全国七大水系近一半的河段污染严重，86%的城市河段水质超标[26]。为尽快扭转水环境污染严重的局面，必须提高污水处理率，加快城市污水处理厂的建设和运行。按照规划，到2010年我国设市城市和建制镇的污水平均处理率不低于50%，设市城市的污水处理率不低于60%，重点城市的污水处理率不低于70%[27]。这就需要建设大量的污水处理厂，但是目前我国城市建设资金远不能满足这方面的需求。从现有污水厂的资料分析可见，污水处理的工艺形式很大程度上决定了污水处理厂的投资、运行费用[5]，所以解决问题的途径之一是采用新的处理工艺和技术以降低工程造价节约资金，此外，保证污水厂有效运行，降低污水厂的运行费用也是十分重要的举措。因此研究适合中国国情的低耗高效的污水处理技术和工艺正是当前城市污水处理技术研究的重点方向，也是近年来国际上环境保护领域面向21世纪的研究热点之一。1.3污水处理技术简介污水处理技术可以分为物化处理技术、生物处理技术、自然净化技术（稳定塘和污水土地处理系统）等。下面将着重介绍生物处理技术和污水土地处理系统。生物处理技术生物处理技术可以分为活性污泥法和生物膜法两大类。下面简单介绍有关工艺。1、活性污泥法活性污泥法的基本原理是利用人工曝气，使得活性污泥（微生物群体）在曝气池内呈悬浮状态与污水充分接触，利用微生物群体的凝聚、吸附和分解污水中溶解性有机物的作用，达到净化污水的目的。活性污泥是污水中通入空气的一段时间后产生的大量微生物组成的絮凝体，它易于沉淀而与污水分离，并且污水得到澄清。传统活性污泥法是最早处理污水的工艺，其工艺流程图如图1-1。近年来，由于环境污染的富营养化越来越严重，对氮、磷的去除提出更高的要求，经过对传统活性污泥法进行改造，形成了厌氧-好氧、缺氧-好氧、厌氧-缺氧-好氧等污水水处理工艺等。SBR法处理工艺：污水进入污水进入格栅初沉池曝气池二沉池出水回流污泥剩余污泥图1-1传统活性污泥法工艺SBR（SequencingBatchReactor,SBR）法是进水-排水间歇式活性污泥改进型，这种方法的原理与传统活性污泥法的不同之处在于反应过程中废水浓度梯度大，使微生物总处于饱和-饥饿的交替状态，有利于微生物处于对数生长期，可更加有效地去除有机物；另一方面，使微生物处于缺氧-好氧交替过程，有效地去除氨氮和磷。另外不同之处表现为：SBR是从时间顺序上实现推流过程的，而传统活性污泥法是从空间上按顺序进行的。SBR反应器在污水处理过程中经历5个阶段：进水、反应、沉淀、出水、闲置[12]。AB法处理工艺：AB法是吸附生物降解法（AdsorpingBiodergradation）的简称，是在常规活性污泥法和两段活性污泥法的基础上发展起来的一种新型污水处理工艺。AB法污水处理工艺分为A段和B段，A段为吸附段，B段为生物氧化段。该工艺根据微生物生长繁殖及其基质代谢的关系而确立的，并充分考虑了污水收集、输送系统中高活性微生物的作用，通常维持A段在极高负荷下，使微生物处于快速增长期，以发挥其对有机物的快速吸附作用；而维持B段在低负荷下运行，利用长世代期微生物的作用，保证出水水质。两段的污泥回流系统分开，保证了处理过程中生物相的稳定性。进入A段的污水直接由排水管网而来，没有经过初沉池，其中含有大量活性很强的细菌及微生物群落，并在A段反应池不断繁殖和更新。这样，污水进入A段反应池后，其中的悬浮物和有机物很快被絮凝吸附，获得较高的SS、BOD5去除率，而且一部分结构复杂的难分解的有机物被降解为易分解的物质；A段对有机物大量的削减为B段微生物提供了良好的进水水质条件，处理效果得以提高[13]。工艺流程图见图1-2。格栅格栅沉砂池池A段曝气池中沉池B段曝气池二沉池进水清渣排砂A段回流污泥剩余污泥B段污泥回流剩余污泥出水A段B段图1-2AB法工艺流程图2、生物膜法生物膜法是与活性污泥法平行发展起来的生物处理工艺，是一大类生物处理法的统称。在生物膜法中，微生物吸附在载体表面生长而形成膜状，在污水流经载体表面和生物接触的过程中，污水中有机污染物即被微生物吸附、稳定，最终转化为H2O、CO2、NH3和微生物细胞物质，污水从而得到净化[10]。生物膜法现有生物滤池、生物转盘、生物接触氧化法、微孔膜生物反应器，以及生物流化床等。目前常用于城镇污水处理的有生物滤池和生物接触氧化法。下面简单介绍一下生物接触氧化法。生物接触氧化法生物接触氧化法[8-10]是一种介于活性污泥法与生物滤池之间的生物膜法工艺。接触氧化池内设有填料，部分微生物以生物膜的形式固着生长于填料表面，部分则是絮状悬浮生长于水中。因此，它兼有活性污泥与生物滤池二者的特点。由于其中滤料及其上生物膜均淹没于水中所以又被称为淹没式生物滤池[11]。生物接触法中微生物所需的氧气常通过人工曝气供给。生物膜生长至一定厚度后，近填料壁的微生物将由于缺氧而进行厌氧代谢，产生的气体及曝气形成的冲刷作用会造成生物膜的脱落，并促进新生膜的生长，形成生物膜的新陈代谢。脱落的生物膜将随出水流出池外。工艺流程图见图1-3。出水出水预处理厌氧水解池生物接触氧化池沉淀池进水污泥图1-3生物接触氧化法的基本流程3、生物处理技术存在的弊端废水生物处理方法存在有很多优点，但同时也存在一些难以克服的弊端。主要体现在以下几个方面：（1）操作复杂，难以管理。如活性污泥法启动慢，且经常出现污泥膨胀等。据报道，在法国平均有四分之一的应用活性污泥法污水处理厂中存在污泥膨胀的问题。生物流化床当池体较大时，如一旦停止运行，再启动很困难，运行中的水力条件难以控制。（2）基建投资和运行管理费用高。如按目前城市污水活性污泥传统技术的基建标准1500元/（m3·d）计，建一个日处理量为10万方（相当于中等城市日排污水量）的常规二级污水处理厂，则其污水处理设施基建费约1.5亿，年运转费约为基建投资的10%—20%。如此投资强度，普通城市难以承担。尤其是当处理分散居民点的小流量生活污水或工业废水时,其处理单位水量所需的费用会更高。（3）从改善生态环境而论，城市污水二级处理只能减轻污染，不能彻底消除污染，也不能使污水完全资源化。此外，上述废水生物处理方法一般动力消耗较大[29]。污水土地处理系统1、污水土地处理系统的定义污水土地处理系统是运用生态学原理加工程学方法而形成的生态学污水处理技术，其实际上是追求土壤、含水层和植物的“处理”与“利用”两个功能的总体实现。[2]污水土地处理系统可以定义如下：在人工控制条件下将污水投配在土地上，通过土壤—植物系统，进行一系列物理的、化学的、生物的吸附、过滤与净化作用和自我调控功能，使污水中可生物降解的污染物得以降解、净化，其氮、磷等营养物质和水分得以再利用，使水质得到不同程度改善，实现废水资源化与无害化的常年性生态系统工程[25]。2、污水土地处理系统的特征污水土地处理系统是生态学污水处理技术，其生态学原理具体体现为对现代生态学的三项基本原则：整体优化、循环再生和区域分异的充分运用[14]。整体优化：污水土地处理是一项系统工程，其中包括点源控制、污水传输、预处理工程、布水工艺、生态结构配置及再生水的回收等。因此，土地处理系统工程的完整设计应该是一个整体优化的过程，其最终表现为系统的净化功能充分发挥，水、肥资源的有效利用，承接水体不受污染三项指标的实现。循环再生：土地处理作为生态学处理方法，实际上是追求土壤、含水层和植物的“处理”与“利用”两个功能的总体实现。土壤被视为“活的过滤器”作为工程系统进行污水处理。污染物在这一系统中通过物理吸附、植物与微生物吸收、降解、挥发、淋溶、化学分解和转化等作用，由复杂的变为简单的、大分子变为小分子、由植物、微生物不可吸收利用变得可吸收利用，使受污染的水得到净化，从而进行不断的更新和循环再生。区域分异：用于土地处理的场地，具有严格的区域分异特征。不同的土地处理类型，要求不同的土壤、气候、地形、地质、水文等场地条件，应根据场地的区域特征，进行有区别的类型选择、工艺设计、运行管理等。与污水土地处理系统的人工强化生态工程处理技术相对应的是其它生物处理技术所无法比拟的优点[17]：（1）工程简单、基建投资少、成本低廉。污水土地处理系统工艺简单，不需投加化学药品，没有复杂的机械设备，其基建大都是土石方工程，所以工程周期短，易于施工，基建费用低。（2）管理简单方便、节约能源、运行费用低。污水土地处理系统由于工程构造简单，其运行维护也方便，不需投加化学药品和复杂的机械设备，运转和维护费用低，可以节省人力物力。（3）污水净化属于自然过程，可实现污水净化与综合利用相结合。土地处理系统是靠自然环境的净化和降解以及水、肥资源的循环再生和有效利用，从而达到污水的处理与利用相结合的目的。不同的污水经土地处理后可相应作为城市供水水源、杂用水及工农业用水等。3、污水土地处理系统的分类根据“七五”国家重点科技攻关项目成果—城市污水土地处理利用设计手册[31]，污水土地处理系统分为六类：（1）慢速渗滤处理系统（SR）；（2）快速渗滤处理系统（RI）；（3）地表漫流处理系统（OF）;（4）污水湿地处理系统（WL）；（5）地下渗滤土地处理系统（UG）；（6）人工土层快速渗滤处理系统（ARI）。1.4人工快速渗滤系统的介绍人工快速渗滤系统（ConstructedRapidInfiltration，简称CRI）属于土地处理的一种类型，它是指有控制地将污水投放于人工构筑的渗滤介质的表面，使其在向下渗透的过程中经历不同的物理、化学和生物作用，最终达到污水净化目标的过程。它是在传统的污水快速渗滤土地处理系统（RapidInfiltration，简称RI）的基础上发展起来的，其核心是采用渗透性能较好的天然河砂、陶粒、煤矸石等为主要渗滤介质代替天然土层，从而大大提高了水力负荷[20]。CRI系统的发展背景污水快速渗滤土地处理系统（RI）的历史可以追溯到几十乃至一百多年以前，如美国的CalumetRI系统建于1887年，GeorgeLakeRI系统建于1939年，这些系统目前仍在运转。早期营建RI系统的主要目的是为了避免地表水体遭受直接污染，并未认识到土壤——含水层系统所具有的潜在天然净化功能[19]。进入本世纪，由于工业迅速发展，城市人口膨胀，污水和各种化学工业物质的数量与日俱增，而常规的废水处理系统的基建投资和运行费用太高、耗能大、社会负担重，因此RI系统的作用也重新得到认识和评价。目前RI系统因其净化效果好、设备简单、操作管理方便、基建投资和运行管理费用低以及处理能耗低等优点而逐步得到重视。在我国，“六五”期间开始对RI系统进行应用性研究，“七五”、“八五”期间，国家环保总局组织了庞大的技术队伍，进行了大规模的污水土地处理技术联合攻关，分别在北京、天津、沈阳、昆明等地建立了各种污水土地处理形式的示范工程，取得了大量的研究成果及运行管理经验，并使这一技术得到迅速发展和推广。但是RI系统同时也具有水力负荷低（6~130m/a）、占地面积大等缺点，从而使其在广泛应用，尤其是在土地资源紧缺的我国中东部地区的应用受到了限制[25]。针对这一问题，在RI系统的基础上发展了人工快速渗滤系统（CRI）。CRI系统采用渗透性能较好的天然河砂、陶粒、煤矸石等为主要渗滤介质代替天然土层，大大提高了水力负荷（1~3m/d），是RI的8～61倍，增强了实用性。CRI系统的组成及运行方式CRI系统的组成CRI系统由预处理系统、布水系统、快渗池（多孔介质系统）、集水系统以及清水池组成。1、预处理系统：预处理系统的主要功能是降低污水中的SS，以便提高快渗池的渗滤速度，防止堵塞。在CRI系统中，选择恰当的预处理程度是十分必要的。预处理系统是CRI系统的重要组成部分，它可以有效地降低人工快渗的有机负荷，提高CRI系统的总处理效率。而预处理的程度和方式取决于污水水质，系统处理出水的去向以及周围的环境等因素。用作CRI系统预处理工艺一般为一级或强化一级处理或酸化（水解）工艺等。当对系统出水水质要求较高的情况下，CRI系统预处理可采用二级处理工艺。2、布水系统和集水系统：布水系统的功能是均匀迅速的使污水布入快渗池；集水系统的功能是将处理过后的水收集排入清水池。3、快渗池：快渗池主要由渗滤介质系统构成，其中渗滤介质系统则由渗透性良好、且具备一定阳离子交换容量、颗粒直径主要集中在0.25~2mm的天然的河流冲积砂组成。其功能是当污水在通过快渗池过程中产生综合的物理、化学和生物反应使污染物得以去除，其中主要是生物化学反应，使有机污染物通过生物降解而去除。4、清水池：主要功能是贮存处理过后的水，以供回用。CRI系统的运行方式CRI系统通常采用淹水和落干相交替的工作方式，即定期投放污水，使渗池淹没；而后停止投放，使渗池表面暴露于大气，经历干燥和氧化作用。淹水、落干往复循环，一方面可以防止由于有机物的生长和悬浮物沉淀所造成的渗滤池表层孔隙的过度堵塞，有效地恢复系统的渗透性能，保持稳定的处理水量；另一方面可使系统内部的浅层剖面上交替形成氧化还原环境，从而使CRI系统具有独特的污染物净化功能[18]。由于采用间歇性淹水的工作方式，为了保证连续稳定地处理污水，CRI系统中一般含有多个快渗池，以便轮番淹水。一次淹水和一次落干所构成的循环称为系统的水力负荷周期（HydraulicLoadingCycle）。一个周期内淹水时间（淹水期）与落干时间（落干期）之比称为湿干比（Flooding-DryingRatio）。一个周期内的平均入渗水量，即单位时间单位土地面积上处理的污水量，称为水力负荷（HyduaulicLoadingRate）。单位时间内投放于单位土地面积上的污染物质量称为系统的污染物负荷（PollutantLoadingRate）[15]。水力负荷和水力负荷周期是CRI系统的关键性运行参数，直接影响着系统的水力特性的发挥和净化效果。CRI系统的研究现状污水、受污染地表水土地处理系统研究在西方发达国家是环境科学工作者研究的重点课题。从80年代开始，污水土地处理作为“革新一替代技术”在国外得到复兴和发展，世界上许多国家都在积极研究和大力推广城市污水土地处理与利用。如在美国，快速渗滤（RapidInfiltration，简称RI系统）土地处理场地于1981年达320个，1987年进一步发展到1000多个，各种不同形式的污水土地处理系统的总数高达3400余个，占全部污水处理系统的10%~20%。美国环保局于1981年和1984年正式出版了《城市污水土地处理工艺设计指南》（USEPA,1981）及其续补本(USEPA,1984)，有效地促进了污水土地处理系统的研究和发展。在丹麦，对处理相当于20—1000人口所产生的生活污水的砂滤系统调查了50个，结果发现这些砂滤系统基本上都建于八十年代。调查还表明，从1986年—1990年，其砂滤系统的建设以每年7个的速度发展。在以色列，几乎所有经二级或一级处理后的污水都进入土地处理系统，经一定距离后，取出再用，这种水除做饮用水水源要进一步处理外，可广泛用于各种工农业用水[19]。而在我国，“六五”期间开始对RI系统进行应用性研究，“七五”、“八五”期间，国家环保总局组织了庞大的技术队伍，进行了大规模的污水土地处理技术联合攻关，分别在北京、天津、沈阳、昆明等地建立了各种污水土地处理形式的示范工程，取得了大量的研究成果及运行管理经验，并使这一技术得到迅速发展和推广。由RI系统发展而来的CRI系统经过一定时期的开发研究，已经进行了大量的污水处理试验研究和示范工程研究。如河北涿州现场试验研究、洗浴污水室内试验研究、生活污水室内试验研究、北京官厅水库现场试验研究、深圳茅洲河现场试验研究、东莞华兴污水处理工程、深圳白花洞村污水处理工程和深圳观澜高尔夫污水处理工程等。研究结果表明：用CRI系统处理受污染河水时，其出水可以达到《地表水环境质量标准》（GB3838-2002）中的Ⅲ～Ⅴ类标准；处理生活污水可以达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）中一级标准[16][21][22]。目前，CRI系统正以其优良的处理效果而受到越来越多的关注。1.5本研究的出发点及研究内容CRI系统尽管净化效果优良、设备简单、操作管理方便、基建投资和运行管理费用低以及处理能耗低等诸多优点，但其一直被视为净化废水的一个黑箱系统，其机理迄今尚未完全清楚，这对其系统工艺的改进和系统在实践中的进一步应用都是一大限制。因此，本项目将就CRI系统对NH3-N的去除机理进行探讨研究，试图从理论上对CRI系统进行完整解释。本项研究主要通过对CRI系统内部NH3-N的定性形态分析和定量测定与计算结果，推导出其在系统内部的转化形式和转化过程。具体研究内容主要为以下几个方面：（1）不同深度处滤料所吸附的N的形态分布。在运行成熟的人工快渗池沿垂直方向从表层至60cm处每隔5cm取一滤料样品，另在滤池1.0m和1.5m处各取一滤料样品。分别称取从各层采集的滤料30g，进行淋洗和过滤，测定过滤液中各种形态的N的含量，换算成100g滤料上所吸附的各种污染物的量。检测指标为T-N、NH3-N、NO3-N、NO2-N。（2）研究不同层滤料的吸附性质，确定达到吸附平衡的时间、吸附等温线。配制不同浓度的(NH4)2SO4溶液，测定各层滤料对不同浓度NH3-N的吸附性能，确定达到吸附平衡的时间，计算出吸附等温线。检测指标为T-N、NH3-N。（3）研究滤料中生物量、有机质、阳离子交换容量的含量随滤层深度的变化曲线。测定各不同层处滤料生物量、有机质含量和阳离子交换量的含量，做出其随滤层深度的变化曲线。研究各层处滤料生物量、有机质含量、阳离子交换量含量与其对NH3-N的去除率间的相关关系。确定快渗池的主要反应深度，为更合理的设计快渗池厚度提供更科学的设计依据。检测指标为：生物量、有机质、阳离子交换量（CEC）。（4）研究不同的环境因素对滤料吸附效果的影响。取一定浓度的(NH4)2SO4溶液，控制其不同的pH值和温度，使其与各层滤料充分反应，测定反应后溶液中NH3-N的含量，研究不同的pH值和温度对滤料吸附性能的影响。检测指标为：NH3-N。第二部分试验方法及基础资料第二章人工快速渗滤系统应用工程介绍本项目研究所有样品均采自深圳市宝安区观澜高尔夫球场污水处理工程，该工程主要用于处理受污染的牛湖河河水。牛湖河属于深圳观澜河流域的一个支流，观澜河是深圳饮用水源东江的重要水源。观澜河地处深圳市宝安区，该地区属于南亚热带海洋性季风气候，全年温暖湿润，光热充足，日照时间长，雨量充沛，年平均气温21.4～22.3℃。由于近年来当地社会经济的快速发展，而环境保护措施相对滞后，造成大量工业废水、生活污水以及蓄牧业养殖废水未经处理直接排放，使得观澜河流域的水质日趋恶化，已经不能满足作为水环境功能的要求，水资源问题已经成为限制深圳市宝安区社会经济发展的主要因素之一。并且牛湖河流经深圳观澜湖高尔夫球场，而该球场是中国第一、亚洲规模最大的高尔夫球场。因此，牛湖河的污染已经不仅对东江水源产生影响，而且也影响到了观澜湖高尔夫球场的景观。为了改善观澜河水质，保护东江饮水水源，并使观澜湖高尔夫球场内的水环境达到景观功能要求，因此在观澜河支流牛湖河兴建污水处理工程。2.1工程水质情况进水水质水量本工程总设计处理河流污水量为10000吨/天，分两期建设，每期5000吨/天，本论文所研究的主要是经过调试成功正常运行一年的一期工程。进水水质根据《深圳市宝安区2000年枯水期地面水水质监测结果》中的监测数据，以及2002年4月6日现场采样，监测结果见表2-1-1。表2-1-1 2000年和2002年观澜河水质常规监测结果及污水处理工程设计进水水质指标单位：mg/L(pH值及标明除外)监测点位采样时间水温pHSSBOD5CODcr氨氮总氮总磷竹村2000.6.1225.07.39138.07.1851.44.5118.640.3862000.6.1930.97.3454.017.2537.46.218.590.2232000.10.1128.67.3228.012.2044.691.0116.624.8702000.10.1825.87.1436.045.00114.7217.8623.1012.5102000.1.524.47.27195.046.11188.718.0528.143.872000.1.1224.47.2932960.65310.018.0526.102.71平均26.57.2913031.39124.510.9520.24.09放马埔2000.6.1225.87.0134.010.2870.24.0457.540.4062000.6.1929.07.3816.012.9114.04.2457.410.4572000.10.1129.67.1480.060.20101.927.5521.281.7542000.10.1825.07.1890.011.1051.628.6817.087.1782000.1.520.77.05103.015.4081.1017.3433.906.082000.1.1221.77.37138.032.52148.918.2431.953.38平均25.37.1976.8323.7477.9610.0219.863.21高尔夫球场进水口2002.4.622.87.1472.2—166.021.24—1.985设计进水水质指标———15050～10050～200253.0设计处理要求河流污水处理后出水水质的确定，应根据接纳水体的功能区划分来要求。牛湖河属于观澜河流域，根据《关于颁布深圳市地面水环境功能区划的通知》的规定，观澜河流域规划功能为饮用水源保护区，执行《地表水环境质量标准》（GB3838-2002）中的=3\*ROMANIII类，在本次治理计划达到=5\*ROMANV类标准要求。结合目前深度处理一般出水情况，总磷的指标适当放宽（参照《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）中的一级标准中的A标准），具体水质指标见表2-1-2。表2-1-2 污水排放要求单位：mg/L（pH除外）项目pH值SSBOD5CODNH3-N总磷DB44/26-2001(第二时段一级)6-9202040100.5GB18918-2002(一级A标准)6-92020605.01.0GB3838-2002(=3\*ROMANIII类)6-9—4201.00.2GB3838-2002(=5\*ROMANV类)6-9—10402.00.4排放标准6-92010401.01.02.2工艺流程根据牛湖河污水水质和处理要求以及场地实际情况，本实际工程的工艺流程设计如图2-1-1：图2-1-1 牛湖河污水处理工艺流程图2.3主要设计参数主要构筑物工艺参数（1）沉砂/沉淀池半地下，长40m、宽9.3m、深3.8m，有效容积930m3，设计停留时间约为4.47h。（2）集水池地下式，位于沉淀池末端；长5m、宽9.3m、深3.8m，有效容积116.25m3。在此处安装提升泵三台（两用一备；型号：SLW200-340B；性能：Q=550m3/h，H=18m，N=45.0Kw）,由于进入的水量在每天不同时段相差很大，因此在集水池中安装了一套自控装置。当池中水位达到一定高度时，自控装置自动开启提升泵；当池中水位低于某一水位时，自控装置将自动关闭提升泵。（3）快渗池共设置四个尺寸一致的快渗池。单池长50m、宽15m、深2.3m，其中滤层厚1.5m、集水层厚0.5m、保护高0.3m。半地埋式。池中滤料选用河流冲积砂加10％大理石砂。该人工快渗系统设计水力负荷为1.67m/d(根据经验设计)。渗滤介质此次实际工程中选用河流冲积砂作为渗滤介质，各渗池渗滤介质配置如下：90%河流冲积砂+10%大理石砂。加入人工大理石砂的目的：考虑到CRI系统内部的硝化反应要消耗一定的碱度，而河流冲积砂中的含钙量很有限，因此为了给硝化反应创造良好的环境，保证出水水质，特在各渗池中加入一定量的大理石砂；此外，考虑到在CRI系统中化学沉淀是去除P的主要机制，因此加入大理石砂，以期其能和污水中的P形成羟基磷酸钙，以便沉淀去除。采用筛分法[3]测定河流冲积砂颗粒组成结果见表2-1-3、图2-1-2，渗透系数为65.57m/d。可见，该渗滤介质具有较高的渗透能力,且就地取材，价格低廉，施工方便，符合CRI系统对渗滤介质的要求。表2-1-3河流冲积砂颗粒组成粒径(mm)<0.075<0.25<0.5<1<2<20d10D60Cu累积含量（%）1.145.8919.6849.7469.5498.60.324mm1.5254.71粒径(mm)>20>2>1>0.5>0.25>0.075累积含量（%）1.430.4650.2680.3294.1198.86砂土名称砾砂（粒径大于2mm颗粒占砂土总质量25−50%）2.4工程的运行与污水处理效果工程的运行深圳市牛湖河污水处理工程一期于2002年12月初动工，2003年3月15日竣工，2003年3月16日至4月25日边运行边调试，其中调试过程中，系统中的微生物培养是采用接种活性污泥法相结合的方法进行的。2003年4月26日，系统进入正式运行，即集水池的运行完全由自控装置控制运行。单个快渗池的运行方式：按短水力负荷周期运行，水力负荷周期大致为3.5小时，淹水期为0.5小时，落干期为3小时，湿干比为1：6。从2003年3月16日至2003年11月末，工程运行8个多月，在此期间，快渗池大致每隔三个月就需要对表层约15cm厚的渗滤介质进行翻耙，并且晾晒两天，然后投入运行，即可使快渗池的渗滤介质的能力得到恢复。污水处理效果工程运行水质监测结果见表2-1-4，结果表明人工快速渗滤系统对河流污水具有较好的去除效果，其对SS、CODcr和NH3-N的平均去除率分别为95.93%、89.2%和98%。表2-1-4牛湖河污水处理工程水质监测结果项目PHCODcrSSNH3-NTP2003年6月6日进水7.5410612019.29.15沉淀池出水7.20101101188.52快渗池出水6.561410.533.152003年8月20日进水7.1211817623.17.0沉淀池出水7.328912820.36.9快渗池出水6.4714110.73.572003年9月3日进水7.1211417619.23.5沉淀池出水7.10103152183.3快渗池出水6.471150.531.332003年10月30日进水7.3191102215.25沉淀池出水7.12789018.74.95快渗池出水6.60110.552.622003年11月6日进水6.821326221.711.7沉淀池出水7.011145117.810.05快渗池出水6.611010.63.292003年11月26日进水6.911146027.16.99快渗池出水6.302320.173.32快渗池出水6.29840.203.24快渗池出水6.341860.263.22

第三章试验研究方法3.1试验设计试验布点在快渗池中部至一角沿直线方向布设采样点三个，见图3-1。样品采集在各采样点处，用塑料小铲沿快渗池表层往下至60cm处在铅垂剖面上每5cm取一份滤料样品约200g装入密封袋内保存，在快渗池表层往下1.0m、1.5m处也分别取一份滤料样品约200g装入密封袋内保存。样品处理采集好的滤料样品带回实验室内，将各点位同一深度处的滤料样品进行充分混合，一部分装入冰箱后保存，一部分自然风干后待测。3.2试验方法不同深度处滤料所吸附的N的形态分布测定方法分别称取从各层采集的滤料30g，进行多次淋洗和过滤，直至淋洗后的过滤液中采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法测定总氮几乎为零为止，测定过滤液中各种形态的N的含量，换算成100g滤料上所吸附的各种形态的氮的含量。不同层次滤料的吸附性能测定1、确定达到吸附平衡的时间量取配制好的15mgL-1的(NH4)2SO4溶液10ml，分别称取各层滤料样品30g，使滤料和样品分别混合振荡5s、10s、20s、30s、1min、2min、5min，离心分离，测定上清液中氨的浓度，直至前后两次上清液中氨的浓度相近，从而寻找到各层滤料对NH3-N达到吸附平衡的最佳时间。2、确定各层滤料的吸附性能曲线、吸附等温线取各浓度（0，5，10，15，20，25，30mgL-1）的(NH4)2SO4溶液10ml与各层滤料30g混合振荡达吸附平衡的时间，离心分离，测定上清液中氨的浓度，得出各层滤料对NH3-N的吸附平衡曲线。滤料性质的测定称取适量滤料样品若干，按照标准测定方法测定各层滤料的生物量、有机质含量和阳离子交换量。不同的环境因素对滤料吸附效果的影响研究方法1、不同的PH值对滤料吸附效果的影响配制15mg/L的(NH4)2SO4溶液，采用稀硫酸调节其PH值分别为4.0、5.0、6.0，采用稀NaOH调节其PH值分别为8.0、9.0、10.0、11.0。分别称取各层滤料30g于小烧杯中，注入调好pH值的(NH4)2SO4溶液10ml，使其与滤料充分混合振荡2min，离心分离，测定上清液中NH3-N的浓度。考查各不同PH值的溶液对滤料吸附氨的影响，寻求滤料对NH3-N吸附的最佳PH值。2、不同温度对滤料吸附效果的影响量取配制好的15mg/L的(NH4)2SO4溶液10ml和滤料样品30g放入生物恒温箱内，分别控制生物恒温箱内的温度为20℃、15℃、10℃、5℃，将温度稳定后的滤料和溶液充分混合振荡至达到吸附平衡的时间（约5min），离心分离，测定上清液中NH3-N的浓度。考查在不同的温度下滤料对NH3-N的吸附效果，寻求CRI系统的最佳反应温度。3.3检测项目及分析方法本次研究的检测指标为T-N、NH3-N、NO2-N、NO3-N、生物量、有机质、阳离子交换容量。检测方法分别为：T-N，碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法，GB11894-89NH3-N，靛酚蓝比色法，HY003.4-91NO3-N，紫外分光光度法，HY003.4-91NO2-N，萘乙二胺分光光度法，HY003.4-91生物量，稀释平板法[34]有机质，油浴外加热-重铬酸钾容量法[34]阳离子交换容量，乙酸铵法[34]。第三部分结果与讨论第四章人工快速渗滤系统内部N的形态分布研究4.1试验结果对人工快速渗滤系统渗滤池不同层位的滤料淋洗液测定和换算后各种N的形态含量结果见表4-1。表4-1不同层位的滤料中各形态N的含量单位：mg/100g滤料采样点位置T-NNH3-NNO3-NNO2-N有机氮0-5cm处滤料1.20970.00881.11590.05370.03135-10cm处滤料0.97260.02010.93880.01210.001610-15cm处滤料0.95870.01950.92870.00960.000915-20cm处滤料0.92380.00990.90110.01090.001920-25cm处滤料0.88160.01320.85930.00890.000225-30cm处滤料0.85920.01180.83520.01120.00130-35cm处滤料0.82580.01030.80070.01250.002335-40cm处滤料0.77960.01460.75770.00670.000640-45cm处滤料0.74520.00960.71510.01680.003745-50cm处滤料0.71590.00720.69370.01490.000150-55cm处滤料0.64820.00860.61790.01490.006855-60cm处滤料0.60470.00910.57490.01590.00481.0m处滤料0.4350.00750.40940.01430.00381.5cm处滤料0.42780.00640.40580.01380.00184.2渗滤池不同深度的滤料中N的形态分布氮在污水中的存在形式主要是有机氮和氨氮，它的去除机制主要包括挥发、吸附、硝化和反硝化作用。一般城市污水的pH值为中性，NH3占氨氮总量的比例非常低，所以其挥发作用微弱。吸附作用的发生主要是由于NH4+带正电，易被表面带负电的渗滤介质所吸附，这个作用过程是比较短暂的，而且很快就会达到平衡，如果没有进一步的去除作用，吸附作用对氮的去除很快就会失效。如果吸附的氮能够进行硝化、反硝化反应被进一步去除，则渗滤介质又将重新恢复活性，具有吸附氨氮的能力[24]。所谓硝化指的是在好氧条件下，水中的氨在微生物的作用下，被氧化为硝酸盐的过程。而反硝化指的是水中硝酸盐态的氮（NO3-）在微生物作用下，被还原为氮气（N2）的过程[24]。有机氮和氨氮在CRI系统中最终去除所经历的主要反应如下[24]：㈠有机氮的氨化反应（以氨基酸为例）：在有氧的条件下：RCHNH2COOH+O2氨化菌RCOOH+CO2+NH3在缺氧的条件下：RCHNH2COOH+H2氨化菌RCH2COOH+NH3㈡氨氮的硝化反应NH4++2O2硝化菌NO3-+H2O+2H+＋能量㈢硝态氮的反硝化反应（以葡萄糖为碳源）C6H12O6+4NO3- 反硝化菌2N2+6H2O+6CO2＋能量在本项目中，从实际工程的运行结果来看，氨氮的去除率很高，而总氮的去除率很低，说明人工快渗系统内部反硝化作用非常微弱，这可能与快渗系统的饱水带体积偏小，污水在其中的停留时间过短，没能进行反硝化反应有关。本项目中各层处的滤料经淋洗后N的组成形态分布见图4-2-1至4-2-14。从以上各层滤料上所附着的氮的形态分布可以看出，在经过充分落干的滤料上90%以上都是硝态氮，而氨氮、有机氮、亚硝氮都非常少。这说明，污水中的氨氮被渗滤介质吸附后进行了充分的硝化反应。由此可见，污水中的氨氮在人工快渗系统中的去除机制是：氨氮先被渗滤介质所吸附，随后在落干期内进行硝化反映而被去除。4.3各形态的N沿深度变化曲线从以上的氮的形态分布图可以看出，渗滤介质上的氮主要是硝态氮，而氨氮、有机氮和亚硝氮都非常少。因此，在讨论沿深度的变化曲线时只需考虑硝态氮和总氮，氨氮、有机氮和亚硝氮可以不考虑。渗滤介质上所附着的总氮和硝态氮沿滤层深度的变化曲线见图4-3-1和4-3-2。可见，渗滤介质上所附着的总氮和硝态氮都随滤层深度的增加而减少。这可以说明，随着滤层深度的增加，渗滤介质所吸附的氨氮也逐渐减少，这和渗滤介质的吸附性能和滤料性质等有一定关系，这些将在以后章节中讨论到。通过对各层渗滤介质所附着的氮的形态分析可以得出以下结论：1、经过充分落干的渗滤介质上所附着的主要是硝态氮；2、渗滤介质上所附着的总氮和硝态氮都随滤层深度的增加而减少；3、污水中氨氮的去除机制是：氨氮先被渗滤介质所吸附，随后在落干期内进行硝化反应。4、CRI系统内部反硝化作用非常微弱，在今后的工程设计中要注意进一步调整系统的复氧状况及好氧环境和厌氧环境的组合状况，以加强反硝化能力，提高总氮去除能力。

第五章人工快速渗滤系统滤料吸附性能研究5.1试验结果各层滤料对NH3-N达到吸附平衡的时间取配制好的15mg/L的(NH4)2SO4溶液分别与各层滤料混合不同时间后测定的上清液中氨的浓度见表5-1。表5-1各层滤料在不同时间对NH3-N的吸附结果单位：mg/L采样点位置5s10s20s30s1min2min5min0-5cm处滤料7.27266.42865.79515.37525.30995.27195.32945-10cm处滤料5.38924.56193.98513.56243.47233.50813.527310-15cm处滤料4.97384.24833.72533.35123.21883.33123.246815-20cm处滤料4.78353.94823.51833.25983.08513.12533.157220-25cm处滤料5.16754.44833.80463.57153.62023.70123.648525-30cm处滤料5.49064.70384.16283.89454.01443.98163.943530-35cm处滤料5.54384.71534.20813.87254.00043.98163.925335-40cm处滤料5.71924.89374.52904.00524.22284.25174.165940-45cm处滤料5.76504.92734.50633.98163.98774.00513.892445-50cm处滤料5.74514.91824.55194.00043.95814.00293.998150-55cm处滤料6.02485.12944.73954.29614.34544.27594.305755-60cm处滤料6.12595.18344.80934.31834.35244.27154.30541.0m处滤料8.36817.58436.39165.70125.12695.10675.13561.5cm处滤料8.39427.46776.56195.834165.29595.30975.2643原料砂10.50299.75499.19288.41257.80997.29456.3148各层滤料的吸附性能曲线、吸附等温线各层滤料在达到吸附平衡时对NH3-N的吸附结果见表5-2。表5-2各层滤料对NH3-N的吸附结果单位：mg/L采样点位置进水5mg/L进水10mg/L进水15mg/L进水20mg/L进水25mg/L进水30mg/L0-5cm处滤料1.55813.49435.30995.281811.59511.6565-10cm处滤料1.09142.15453.47233.95118.27557.889810-15cm处滤料1.09152.12003.21883.75397.93048.011615-20cm处滤料1.05682.45703.08514.39469.138410.96620-25cm处滤料0.94442.50033.62024.521410.72211.68625-30cm处滤料1.48033.05344.01445.331111.17911.53430-35cm处滤料1.64462.94974.00045.352211.29012.09235-40cm处滤料1.60132.81144.42285.387410.93512.15340-45cm处滤料1.61002.86333.88775.042411.42212.91545-50cm处滤料1.61002.85473.95815.500011.83913.17950-55cm处滤料1.80013.15724.34545.556411.96014.61055-60cm处滤料1.90393.18314.35245.767611.60514.3661.0m处滤料2.00763.74495.12696.830713.41215.9091.5cm处滤料2.33604.22905.29597.358813.64616.325原料砂2.29404.25605.30996.858913.72216.1195.2渗滤池不同深度处滤料吸附平衡时间分析人工快速渗滤系统一个重要的工艺特点就是快速布水，在污水流经快渗池的过程中，渗滤介质能否对氨氮具有充分的吸附时间是我们在工艺设计中非常关注的一个问题。本项目对各层处渗滤介质做吸附时间和出水浓度曲线图见图5-2-1至5-2-15。从以上对各层滤料所做的吸附平衡时间图可以看出，表层至60cm处的滤料对NH3-N的吸附在滤料与溶液充分混合30S以后，溶液中剩余的NH3-N浓度就趋于平衡了，也就是说，表层至60cm处的滤料在30S左右就可以达到吸附平衡。表层以下1.0m、1.5m处的滤料要在1min左右的时间才可以达到吸附平衡。而原料砂对NH3-N的吸附要5min以后才能达到吸附平衡。因此，可以认为人工快速渗滤系统对NH3-N的去除不仅仅只是由于天然砂的物理吸附作用。其在长期运行过程中，渗滤介质的性能也发生了很大的改变，微生物在不断的生长代谢过程中，其生物残体会分解产生有机质、腐殖质，这些物质带有负电荷，会吸附很多阳离子，并可以和另一些阳离子进行相互交换。这种离子交换的吸附速度是非常快的，所以在快渗池的上部，其生物代谢相对旺盛，吸附速度较快，而在快渗池下部则吸附速度较慢。本项目渗滤介质的渗透系数为65.57m/d，快渗池的渗滤介质为1.5m，则污水从渗滤介质的表层流到底端的时间，这个时间足够渗滤介质与污水中的氨氮达到吸附平衡。因此，设计时间是合理的。5.3渗滤池不同深度处渗滤介质等温吸附过程吸附是一种物质附着在另一种物质表面上的过程，它可发生在气—液、气—固、液—固两相之间。本项目主要讨论氨氮在污水和吸附介质两项之间的转移过程[24]。吸附剂表面的吸附力可分为三种，即分子引力（范德华力），化学键力和静电引力，因此吸附可以分为三种类型：物理吸附、化学吸附和离子交换吸附。在水处理中大多数的吸附现象往往是上述三种吸附作用的综合结果，即几种造成吸附作用的力常常相互起作用[24]。当吸附质在吸附剂表面达到动态平衡时，即吸附速度与解吸速度（后者由于分子热运动造成）相同，吸附质在吸附剂及溶液中的浓度都不再改变，此时吸附质在溶液中的浓度就称为平衡浓度。吸附剂的吸附量q以下式计算[24]：式中V——水容积（升）；C0——原水中吸附质浓度（克/升）；C——吸附平衡时水中剩余的吸附质浓度（克/升）；M——吸附剂投量（克）在温度一定的条件下，如V、C0一定，改变吸附剂的量，则将发现水剩余的溶质平衡浓度C及q也随之改变，其变化规律在双对数格纸上作图可得到一条近似的直线。即：这就是弗兰德利希（Freundlich）吸附等温式，在本项目中采用这一公式来量化渗滤介质的吸附性能。根据不同浓度下氨氮溶液与渗滤介质达到吸附平衡的测定数据计算出各层滤料的吸附等温式如下：0-5cm处滤料：R2=0.85965-10cm处滤料：R2=0.9157910-15cm处滤料：R2=0.909815-20cm处滤料：R2=0.877920-25cm处滤料：R2=0.868425-30cm处滤料：R2=0.856930-35cm处滤料：R2=0.822735-40cm处滤料：R2=0.864340-45cm处滤料：R2=0.777345-50cm处滤料：R2=0.792150-55cm处滤料：R2=0.761455-60cm处滤料：R2=0.77851.0m处滤料：R2=0.79531.5m处滤料：R2=0.782根据广东省污水综合排放标准DB44/26-2001(第二时段一级)中要求，氨氮的排放标准为10mg/l，这也是污水经处理后允许排放的最高浓度，将此数据代入各滤层的吸附平衡等温式，可计算出各滤层可吸附的氨氮数量，从而可以推算出污水中氨氮的最大进水浓度。渗滤池各滤层处氨氮最大允许进水浓度见表5-3-1。表5-3-1渗滤池各滤层处氨氮最大允许进水浓度mg/l采样点位置0-5cm处5-10cm处10-15cm处15-20cm处20-25cm处25-30cm处30-35cm处最大进水浓度38.435.236.129.927.326.926.5采样点位置35-40cm处40-45cm处45-50cm处50-55cm处55-60cm处1.0m处1.5m处最大进水浓度26.626.025.324.124.421.921.1从以上所得数据可知，为保证渗滤池处理污水后的排水中氨氮达到排放标准，则渗滤池的进水氨氮浓度最大只能为38.4，从而为我们的工程设计给出了一个有意义的参考数值。当然静态实验和动态的运行中会存在一定差异，这需要我们在今后的工程实际进行探索和补充。5.4滤池深度与渗滤介质对NH3-N的吸附能力的关系将不同时间各层滤料对NH3-N的吸附效果随滤池深度作曲线见图5-4-1至5-4-7。从以上不同吸附时间下滤料对NH3-N的吸附效果随深度的变化曲线可以看出，不论吸附时间长短，不论是否达到吸附平衡，吸附效果最佳的位置总是在表层以下5cm至25cm处，随后吸附效果随滤池深度增加而逐渐降低。至于表层渗滤介质，其生物量多，生物膜丰富，却并不象原先预想的是吸附效果最佳的滤层，这可能是由于表层滤料长期裸露在空气中，受日照雨淋，自然风化等影响，表层渗滤介质生物膜破坏严重，无机化程度高，而在采样时没有注意到除去表层沙土，而随表层渗滤介质一并采回，从而影响到表层渗滤介质的吸附效果及测定结果偏低。这一结果值应进一步验证。通过对人工快速渗滤系统渗滤介质吸附性能的研究可以得出以下结论：1、渗滤介质对氨氮的吸附速度非常快，一般可以在30S至1min之内达到吸附平衡，渗滤池设计的过水时间完全能够保证渗滤介质料对氨氮吸附能力的充分发挥。2、渗滤介质对氨氮的吸附符合弗兰德利希（Freundlich）吸附等温式，其最大允许进水浓度为38.4mg/l。3、渗滤介质对氨氮吸附效果最佳的位置在表层以下5cm至25cm处，随后吸附效果随滤料深度增加而逐渐降低。

第六章人工快速渗滤系统渗滤介质性质及其对氨氮吸附能力的影响6.1试验结果各层滤料的生物量、有机质含量、阳离子交换量见表3-4。表3-4各层滤料生物量、有机质、CEC含量采样点位置生物量（g/Kg砂）有机质（g/kg）CEC[cmol(+)/kg]0-5cm处滤料2.008.322.905-10cm处滤料1.257.262.1410-15cm处滤料0.967.512.1715-20cm处滤料0.773.461.0620-25cm处滤料0.584.720.9925-30cm处滤料0.472.570.7830-35cm处滤料0.331.960.5335-40cm处滤料0.291.310.3540-45cm处滤料0.221.110.2645-50cm处滤料0.191.020.2150-55cm处滤料0.150.850.1755-60cm处滤料0.110.910.241.0m处滤料0.050.550.221.5cm处滤料0.040.630.26原料砂0.040.670.206.2生物量与渗滤介质吸附效果的关系研究土壤中存在的生物不仅种类多，而且数量也很大。在许多自然生态环境中，异养生活的大生物和微生物共同参与了有机物的降解和再循环[4]，其中微生物起到了关键性的作用，这不仅由于自然界中存在大量的微生物，而且在于微生物具有非凡的降解能力。在好氧条件下，微生物具有分解简单有机营养物和某些天然多聚物（如淀粉、果胶和蛋白质等）的能力[30][35]。在厌氧条件下，对于一些量非常大而又难以消化的天然多聚物，如纤维素、木质素等物质的降解，微生物能发挥其独特的作用[23]。微生物在降解土壤中腐殖质、蜡状物质和许多人工合成的有机物方面也具有特殊的本领[41]。因此，研究渗滤介质中生物量的分布情况对于我们理解该系统的去除机理有非常重要的意义。各层滤料中生物量的多少随滤层深度变化曲线见图6-1-1。从上图可以看出，表层的生物量最高，随着滤层深度增加，生物量逐渐降低。取15mg/LNH3-N溶液与各层滤料吸附平衡后平衡液中NH3-N浓度与各层滤料生物量进行回归计算。由于表层渗滤介质受外界环境干扰严重，因此，我们去除表层的那一个数据后，采用SPSS相关系数分析法得出吸附平衡液中NH3-N浓度与生物量间的相关系数为-0.823，呈显著相关性，即渗滤介质吸附性能与其生物量之间存在显著正相关关系。吸附平衡后的出水氨氮浓度随渗滤介质生物量的减少而增加，即渗滤介质对氨氮的吸附能力随生物量的降低而减弱。6.3有机质对渗滤介质吸附氨氮能力的影响土壤有机质是土壤中所有有机物质的总称，它包括下列各类物质：（1）还保持形态学特征的动植物有机残体；（2）微生物体；（3）动植物残体和微生物的中间分解产物以及微生物生命活动的代谢产物，如多肽、简单有机酸、脂蜡物质、色素和碳水化合物等；（4）进入土壤中的有机残体经一系列复杂的生物化学变化之后所生成的较稳定的高分子化合物，就是腐殖酸类物质[7][36]。土壤有机质对土壤的物理和化学性质有很大影响，土壤的生物学特性也会随土壤有机质数量和质量的改变而起变化[32]。因此，土壤有机质含量通常被作为衡量土壤性质的重要指标。在本项目的人工快速渗滤系统中的有机质主要来源于动植物和微生物的残体，经生物分解形成的各种有机化合物。滤料表面的有机质如腐殖质会改变滤料的性质，腐殖质分子量大、功能团多、解离后带电荷量也多，且有机胶体分散度高，具有很大的吸收表面，能增强滤料的吸附性能[37]。各层滤料中有机质含量随滤层深度变化曲线见图6-2-1。从上图可以看出，在表层滤料有机质含量最高，随着滤层深度增加，有机质含量逐渐减少。取15mg/LNH3-N溶液与各层滤料吸附平衡后的数据与各层滤料有机质含量进行回归计算。由于表层渗滤介质受外界环境干扰严重，因此，我们去除表层的那一个数据后，采用SPSS相关系数分析法得出吸附平衡结果与有机质含量间的相关系数为-0.738，呈显著负相关性，即渗滤介质吸附能力与其有机质的含量之间存在显著正相关关系，渗滤介质对氨氮的吸附能力随有机质的减少而降低，吸附平衡后的出水浓度随渗滤介质有机质的减少而增加。这也说明，在人工快渗池的表层有机质含量丰富，对氨氮的去除效果较好，而随着滤池深度的增加，有机质减少，吸附效果也降低。6.4CEC对渗滤介质吸附氨氮能力的影响阳离子交换性能是指溶液中的阳离子与固相的阳离子之间所进行的交换作用。它是由固相表面性质所决定的。本文的固体主要是渗滤介质（矿物），是土壤中粘土矿物和腐殖酸以及相互结合形成的复杂的有机矿质复合体，其所能吸收的阳离子包括K+、Ca2+、Mg2+、NH4+、H+、AL3+等[40]。渗滤介质的阳离子交换性能可以用阳离子交换量（CEC）来衡量[39]。本项目中滤料的阳离子交换量（CEC）可以反映滤料对NH4+离子的吸附能力。人工快速渗滤系统渗滤池垂直断面上各层滤料CEC含量随滤层深度变化曲线见图6-3-1。从上图可以看出，表层的CEC含量最高，随着滤层深度增加，CEC含量逐渐降低。取15mg/LNH3-N溶液与各层滤料吸附平衡后平衡液中NH3-N浓度与各层滤料CEC含量进行回归计算。由于表层渗滤介质受外界环境干扰严重，因此，我们去除表层的那一个数据后，采用SPSS相关系数分析法得出吸附平衡液中NH3-N浓度与阳离子交换含量间的相关系数为-0.699，呈显著相关性，即渗滤介质吸附性能与其阳离子交换含量之间存在显著正相关关系。吸附平衡后的出水氨氮浓度随渗滤介质阳离子交换量的减少而增加，即渗滤介质对氨氮的吸附能力随阳离子交换含量的降低而减弱。人工快速渗滤系统渗滤池渗滤介质的生物量、有机质含量、阳离子交换量都会影响到渗滤介质的吸附能力，通过本章讨论我们可以得出以下结论：滤料的生物量、有机质含量CEC与其所吸附氨氮之间存在显著的正相关关系，其相关系数分别为0.823、0.738和0.699。说明人工快速渗滤系统对氨氮的吸附能力主要受滤料的生物量、有机质含量和CEC的影响。一般说来，随着滤料的生物量、有机质含量和CEC的增加，人工快速渗滤系统吸附氨氮的数量随之增大，有利于氨氮的转化及去除。在渗滤池中，随着滤池深度的增加，生物量、有机质含量和CEC的含量都持续减少，其对氨氮的吸附性能也降低。

第七章影响人工快速渗滤系统吸附氨氮能力的主要环境因素分析影响吸附的因素很多，比如吸附剂的性质、吸附质的性质以及DO、PH值、温度、接触时间等条件。在本项目吸附剂和吸附质都相对稳定的条件下我们只讨论PH值和温度这两个外界环境因素对渗滤介质吸附过程的影响。7.1试验结果不同的PH值对滤料吸附氨氮能力的影响配制15mg/L的(NH4)2SO4溶液，调节不同PH值后，考察人工快速渗滤系统渗滤池不同层位滤料对不同PH值下NH3-N吸附效果见表3-5表3-5不同PH值下渗滤池不同层位的滤料对NH3-N的吸附效果mg/L采样点位置PH4.0PH5.0PH6.0PH7.0PH8.0PH9.0PH10.0PH11.00-5cm处滤料6.38496.05086.01495.30995.69667.65787.10216.73675-10cm处滤料6.24276.35585.45893.47234.98365.80115.76045.126110-15cm处滤料4.70294.84014.15633.21883.77533.90373.94432.226915-20cm处滤料6.33476.00325.00123.08514.85165.36745.31323.221320-25cm处滤料7.23016.90285.36583.62025.78256.31616.03154.103625-30cm处滤料7.25526.91755.55694.01446.25936.16707.52233.809530-35cm处滤料7.23016.85565.64324.00046.40966.98026.42453.627535-40cm处滤料7.39756.58005.98804.42285.88946.19416.50583.809540-45cm处滤料6.23437.42306.21143.88775.89636.31614.98793.319345-50cm处滤料6.48546.21236.40063.95815.95676.51945.29963.151350-55cm处滤料7.17996.17646.17644.34545.97016.68205.13703.193355-60cm处滤料6.95406.40066.40964.35246.01496.58714.89303.31931.0m处滤料7.47286.92086.99255.12696.56848.34906.43805.71431.5cm处滤料8.694611.1548.27505.29597.81388.24068.71496.1625原料砂9.376614.4286.60245.30996.83118.19708.88635.7003不同的温度对滤料吸附氨氮能力的影响配制15mg/L的(NH4)2SO4溶液，调节不同温度后考察人工快速渗滤系统渗滤池不同层位滤料对其中的NH3-N的吸附效果见表3-6。表3-6各层滤料对不同温度下NH3-N的吸附效果mg/l采样点位置5℃10℃15℃20℃25℃0-5cm处滤料9.13788.59616.95235.65695.30995-10cm处滤料8.51646.59274.56923.33683.472310-15cm处滤料5.87195.13684.10853.26843.218815-20cm处滤料8.01066.23764.82533.11593.085120-25cm处滤料9.42688.24586.02823.60783.620225-30cm处滤料9.10898.45316.25374.11254.014430-35cm处滤料9.31128.56236.36914.19674.000435-40cm处滤料9.99048.86726.25964.26544.422840-45cm处滤料9.60028.69246.45924.05643.887745-50cm处滤料9.77368.36546.47293.88563.958150-55cm处滤料9.21008.29676.35124.25184.345455-60cm处滤料9.47018.16386.23864.19654.35241.0m处滤料11.1619.6538.36575.23495.12691.5cm处滤料12.20110.3468.67555.30785.2959原料砂11.98910.4298.85345.33525.30997.2PH值对滤料吸附效果的影响研究各层渗滤介质随不同pH值的变化不同pH值下，人工快速渗滤系统中渗滤池相同层位吸附氨氮的效果变化见图7-2-1至7-2-15。一般来说溶液的pH值将影响到溶质处于分子或离子或络合状态的程度，也影响到吸附剂表面的电荷特性（电荷正、负性及电荷密度等）。当吸附剂表面电荷为电中性时，达到等电点。此时的pH值称为电荷零点PH值——pHzpc，不同的吸附剂会有不同的pHzpc。有研究表明，在等电点处可发生最大的吸附，这说明中性物质的吸附性能最强，当吸附剂表面的氧化物的酸性或碱性被中和后，就使更多的孔隙参与吸附质较易扩散进入吸附剂的内部孔隙[39]。在本项目中，从以上各层滤料介质随不同pH值对NH3-N吸附变化曲线图可以看出，在pH值为中性时总是处在变化曲线抛物线的最低点，也就是说，在pH值为7.0时总是具有最佳的吸附效果。当溶液呈酸性时，pH值越低，吸附效果越差。当溶液呈碱性时，NH4+会与OH-结合生成NH3挥发。因此，随着pH值升高，在很小的范围内出水NH3-N浓度增加，说明吸附效果变差，但随后出水NH3-N浓度迅速降低，这是因为碱性增强，溶液中的NH4+与OH-结合生成了NH3挥发而致使出水NH3-N浓度降低。总体说来滤料对NH3-N的吸附是在pH值为中性时具有最佳效果。PH值对渗滤池不同层位滤料吸附氨氮效果的影响当pH值不变，随着渗滤池层位的变化，滤料对NH3-N的吸附效果见图7-2-16至7-2-21。从以上在各不同pH值条件下对NH3-N的吸附随滤层深度的变化曲线图可以看出，除在10-15cm滤料处出水NH3-N值最低外，整体上对NH3-N的吸附沿滤层深度增加而吸附效果逐渐降低，这与pH值为中性时的情况是一致的。pH值为10以上时，由于溶液碱性太大，引起NH3的挥发，而在实际的污水处理工程中，如果污水的PH值太高，我们首先考虑的是如此高的PH值是否适应微生物生长的需要，是否满足硝化、反硝化的条件，这就要结合系统中微生物的性能来分析，在此我们就不予考虑。至于10-15cm滤料处对于pH值为什么有着更好的对环境的缓冲能力，目前原因还不太清楚，有待于在以后的研究中进行论证。7.3温度对滤料吸附效果的影响研究各层滤料随不同温度的变化渗滤池垂直断面上各层滤料随不同温度的吸附效果变化见图7-3-1至7-3-15。从以上各滤层滤料对NH3-N的吸附随温度变化的曲线图可以看出当温度在20至25℃时具有最佳吸附效果，当温度降至15℃以下时，对NH3-N的吸附效果明显降低。这说明在北方寒冷季节，人工快渗系统的设计和运行都要注意加强保温措施，以防在温度降低时影响处理效果。至于高温对滤料吸附NH3-N的效果的影响，因为自然界最高气温也只有三四十度，而且其也仅仅只是影响滤料表层，对滤料内部温度影响不大。因此，在本项目中没有就高温对滤料吸附NH3-N的影响再做研究。各不同pH值条件下随滤层深度变化在不同的pH值条件下对NH3-N的吸附随滤层深度的变化曲线见图7-3-16至7-3-。从以上各温度条件下，滤料对NH3-N的吸附随滤层深度的变化曲线图可以看出，在温度低于15℃的低温条件下，10-15cm处滤料对NH3-N的吸附达到最佳效果，随后，随着滤层深度的增加，吸附效果逐渐降低。在温度为20-25℃的中温条件下，整体上除表层滤料外对NH3-N的吸附沿滤层深度增加而吸附效果逐渐降低。从本节温度对NH3-N的吸附影响和上节pH值对NH3-N的吸附影响都可以看出，10-15cm处滤料具有最佳的抗环境冲击负荷的能力（能否称之为缓冲能力？），也就是说环境条件的改变对这一层滤料的吸附效果的影响最小，这在实际工程应用中是具有非常重要的意义的。在今后的研究工作中还要加强对这一层滤料性质的研究。通过改变环境条件研究快渗池渗滤介质对NH3-N的吸附效果的影响得出以下结论：1、在pH值为中性时，渗滤介质对NH3-N具有最佳吸附效果，随着pH值降低吸附效果降低。在溶液为碱性时，NH3-N会形成NH3挥发。2、在温度为20-25℃的温度条件下，渗滤介质对NH3-N具有最佳吸附效果，随着温度降低吸附效果降低。3、10-15cm处渗滤介质具有最佳的抗环境条件（pH值、温度）冲击负荷的性质。第四部分结论和建议第八章结论本文根据污水土地处理系统目前研究现状及其在我国的发展前景，结合人工快速渗滤系统在实际工程应用中的优越性，以渗滤介质为主要研究对象，通过对渗滤池内部氮的形态分析、渗滤介质吸附性能的研究、渗滤介质的性质及外界环境对渗滤介质吸附性能的影响等方面对人工快速渗滤系统去除氨氮的机理进行了全面分析。通过对研究结果的分析讨论，可得出以下结论：1、人工快速渗滤系统中氨氮的去除机理是：氨氮首先被渗滤介质所吸附，随后在落干期内进行硝化反应。2、渗滤介质对氨氮的吸附速度非常快，一般可以在30S至1min之内达到吸附平衡，渗滤介质对氨氮吸附效果最佳的位置在表层以下5cm至25cm处，随后吸附效果随渗滤池深度增加而逐渐降低。渗滤池的深度和过水时间能够满足渗滤介质料对氨氮的完全吸附。3、渗滤介质对氨氮的吸附符合弗兰德利希（Freundlich）吸附等温式，其最大允许进水浓度为38.4mg/l。4、渗滤介质的生物量、有机质含量和CEC与其所吸附氨氮之间存在显著的正相关关系，其相关系数分别为0.823、0.738和0.699。也就是说人工快速渗滤系统对氨氮的吸附能力主要受滤料的生物量、有机质含量和CEC的影响。在渗滤池中，随着滤池深度的增加，生物量、有机质含量和CEC的含量都持续减少，其对氨氮的吸附性能也逐渐降低。5、在pH值为中性、外界环境温度为20-25℃的条件下，渗滤介质对NH3-N具有最佳吸附效果。在渗滤池10-15cm处渗滤介质具有最佳的对环境条件（pH值、温度）缓击能力