人工快渗技术推荐材料文档格式.docx

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同年，被国家环保部列入《2010年国家鼓励发展的环境保护技术目录》；

（8）2012年9月，人工快速渗滤污水处理系统装置获得深圳市技术发明奖；

目前，CRI技术在我国十几个地区得到了成功应用和推广，已建有上百个污水处理工程，其设计和运营生产规模从日处理几百吨至十万吨，总处理量达到70万吨/天，不仅创造了可观的经济效益，为污染物减排工作作出了巨大贡献，而且为节约水资源、实现循环经济发展模式提供了大量可靠的实用技术范例，多项工程被评选为国家重点环境保护实用技术示范工程。

1.2公司情况简介

作为人工快速渗滤专利技术的所有者、应用和推广单位，深圳市深港产学研环保工程技术股份有限公司（下简称深港环保公司）在深港产学研基地、北京大学深圳研究生院的支持下于2006年成立，注册资金为5550万元人民币。

深港环保公司以环境咨询、环境污染治理和环境基础设施设计、投资建设、运营为主营业务。

经过多年的发展，公司已成为拥有500多名员工，在全国设有17个控股子公司和分公司的带有集团性质的国家级高新技术企业。

公司充分利用北京大学在深圳的资源优势，依靠北京大学深圳研究生院、北京大学环境学院和香港科技大学的技术和人才优势，对环境问题进行深入研究。

在公司自主研发的人工快渗污水处理技术以其建设和运营成本低、出水效果好的优点在全国范围内迅速得到推广，技术也通过持续研发得到了不断完善，取得与快渗技术相关的专利近10项。

深港环保公司凭借良好的发展环境、雄厚的科研实力、现代化的企业管理制度及不断完善的运行机制得到了蓬勃的发展。

市场竞争力不断提高，人才梯队建设日臻完善。

在长期的发展过程中，公司组建了一支拥有100多名专业技术人员的研发团队和一支拥有10多名相关专业高级工程师的核心技术团队。

同时，公司成立了“中小城镇水环境工程中心、深圳市宝安区水环境生态修复工程中心”两大工程中心，“深圳市海岸大气实验室、深圳市环境微生物资源开发与应用工程实验室”两大重点实验室，以及一个博士后工作站，大大提升了公司的技术团队实力。

未来，深港环保公司将更加专注于塑造积极向上的企业文化，努力提升企业的整体竞争力，更加专注于为社会创造价值与财富，促进人与自然的和谐发展，成为受人敬仰的大型环保企业。

2人工快渗系统的工艺流程

人工快渗系统一般由预处理单元、人工快渗处理单元和后处理单元三部分组成，见图1。

每个单元的技术参数及去除效果如下：

图1-1人工快速渗滤系统基本流程图

2.1预处理单元

若CRI系统进水中含有大量的无机、有机颗粒，将污水直接投配到快渗池上会造成快渗池堵塞、落干时间增加、水力负荷降低等问题。

为了最大限度的综合发挥人工快渗系统的优势，对颗粒物进行把关处理，降低其他污染物的负荷，通常在污水进入快渗池之前设置预处理系统。

CRI系统一般采用混凝沉淀工艺（处理一般河道水）、复合水解工艺（处理生活污水）和改进的A2O工艺（处理工业园区污水）作为预处理单元。

2.2主处理单元

人工快渗池是CRI系统的主处理单元，人工快渗技术模拟并强化了传统的土地处理工艺，采用渗透性能良好的CRI介质作为填料，以干湿交替的运行方式，使污水在自上而下流经填料过程中发生综合的物理、化学、生物反应，使污染物得以去除。

承担最重要净污任务的，是附着在滤料颗粒表面丰富的生物膜。

大量生存的微生物，是人工快渗处理单元最独到的净污利器。

巧妙的布水方式带入了大量的溶解氧，是人工快渗处理单元净污最有力保证，无论有机污染物或氮类污染物，都将在微生物的作用下被良好的处理，从而令水质得到有效改善。

2.3后处理单元

以往CRI系统的后处理单元一般只是采用清水收集池或紫外消毒渠，但是为了进一步提高CRI系统出水水质，使CRI系统的出水能够适合排入富营养化风险较高的封闭水体，本公司自主研发了高效复合生物塘和高效反硝化滤池，大大提供了CRI系统对TN、TP的处理效果。

一般较小规模的人工快渗污水处理设施采用高效复合生物塘作为后处理单元，而较大规模的人工快渗污水处理设施则采用高效反硝化滤池工艺作为后处理单元。

3人工快渗技术详细介绍与说明

3.1人工快渗系统主处理单元的结构及组成

人工快渗池竖向分为超高区、填料层和承托层三个部分。

图3-1人工快渗池剖面结构图

超高区：

一般为400～500mm，为保证在快渗池发生故障时存贮水量，以使水位缓慢下降。

填料层：

由非饱水带滤层和饱水带滤层三部分组成；

其中非饱水带滤层中填充CRI-1填料与CRI-2填料，填充高度一般为0.8m~1.2m，填料表面生长生物膜，在好氧状态下对附着在填料内部的污染物进行好氧生物降解，从而使污染物在系统中得以最终去除；

饱水带滤层填充CRI-3填料，填充高度为0.5m，饱水层处于缺氧状态，微生物在该层填料中发生发反硝化反应，有效去除水中总氮；

承托层为碎石构成，内含集水管系统，用以收集出水。

3.2人工快渗系统主处理单元工艺参数

3.2.1渗滤介质

CRI系统采用专利CRI人工填料，快速渗滤池是CRI系统的主体结构，池中的滤料是CRI系统的核心，因此选用合适的渗滤介质是CRI系统成功的关键。

目前，CRI系统所采用的渗滤介质是有一定粒度级配的河流冲击沙，再加上一定比例的特殊矿物填料，渗滤介质一般就地取材。

河流冲击沙相对于人工石英砂而言，对COD和BOD有较高的去除率，且出水稳定、耐负荷冲击能力强，这与冲击沙含有一定的粘土矿物和有机质，吸附能力强有关。

因此，在选择CRI系统渗滤介质时，不仅要考虑介质的大小、渗透性能，还要考虑介质的物理化学性状，如吸附性能等。

3.2.2滤层厚度

一般而言，系统的渗滤层厚度越大，系统的纳污能力越强，同时污水在系统中的水力停留时间也就越长。

因此系统的出水水质就会越好。

但同时，滤层的厚度增加，工程投资费用也就会增加，因此，设计合理的滤层厚度并达到满意的出水水质，是工程设计中需要把握的关键。

目前，在运行中的CRI工程中，渗滤介质的厚度一般在1～2m之间，厚度的大小根据进水水质的变化而作适当调整。

一般，对于生活污水，厚度为1.5m，对于受污染的河水，厚度为1m。

在工程中，滤层下面还有一层集水层，一般采用粒径较大的砾石，厚度在0.3~0.5m之间。

3.2.3水力负荷

水力负荷即土地处理系统对污水的处理量，一般采用单位面积上单位时间内施加污水的深度表示。

在保证出水水质的前提下，追求较高的水力负荷，是CRI的主要目标。

目前，在CRI工程设计中，水力负荷的典型值是：

对于一般生活污水采用1.0~1.2m3/m2·

d，对于河道水采用1.2~1.5m3/m2·

d，对深度处理水采用1.5~2.0m3/m2·

d。

CRI系统的水力负荷值比传统土地快速渗滤RI的水力负荷上限高出3～5倍。

水力负荷与渗透系数是紧密相关的，渗透系数是CRI系统水力负荷的设计依据之一，CRI为了能够有较高的水力负荷，采用的渗滤介质应有较高的渗透系数。

目前，在CRI工程中采用的介质的渗透系数一般在20~25m/d之间。

水力负荷值主要依据经验来确定，因此，今后需要研究一种科学的设计方法来设计水力负荷。

3.2.4运转周期和干湿比

运转周期是指系统一次淹水和一次落干构成的循环。

一般把湿、干延续的时间之比称为湿干比，一旦确定了配水之间和湿干比，也就确定了运转周期。

适宜的配水周期与湿干比的确定，是快滤运行的技术关键，决定或影响着快滤系统的水力负荷和处理效果。

CRI工程大多采用短运转周期的方式布水，即在各快渗池里淹水和落干相互交替运行，典型的方式是每天投配四次，每隔6小时投配一次的方式，一般淹水期1h，落干期5h。

3.2.5保养方式

每天需对快渗池进行常规保养，对池表面杂物进行清理、平整或利用翻耕机进行翻耕保养，翻耕保养深度20~30cm。

快渗池落干时间大于180min时，需立即进行深度养护：

将出现堵塞问题的快渗池进行人工翻耕，对其表面至50~60cm的填料层进行翻耕晾晒，晾晒中应翻松成凸起堆状，增大填料层表面积，增强通风能力。

深度养护过程中，晾晒时间不超过3天，晾晒完成后回填摊铺平整即可。

3.3人工快渗系统主处理单元的去污特点

3.3.1独特的布水方式可增加进水溶解氧

布水期，巧妙的“喷泉布水”自然曝气方式大大提高了进水的溶解氧，有助于淹水期污染物被生物膜吸收和降解。

快渗池采用独特的“喷泉布水”方式，经过预处理的进水被分配到快渗池表面均匀分布的许多根布水管中，再从布水管中以喷泉的方式涌出，通过这种布水方式，将大体积的污水转化成为大量细小的水柱，获得了极大的表面积，在小水柱喷向空中的短暂过程中，巧妙的完成了巨大比表面积的复氧过程，可以大大提高复氧能力，将布水过程变成充氧过程。

布水前污水的溶解氧小于1mg/L，经过“喷泉布水”后，污水的溶解氧可提高至3~5mg/L，从而更有利于生物膜对污染物进行主动吸收和降解。

3.3.2自然复氧效率高是去除污染物的重要条件

在落干期，人工快渗池不需要曝气装置，主要依靠快渗池水位逐渐降低产生的负压将空气带入快渗池，从而对填料生物膜进行自然复氧。

经过研究证明，人工快渗池在落干期的自然复氧效率非常好，落干后15分钟内溶解氧在各层的含量均为最高，最高可达到5.58mg/L。

这样的高的含氧量为落干期间污染物的高效去除提供了重要的条件。

快渗池在正常的水力负荷和有机负荷下的各层溶解氧的典型变化情况见下表。

表3-1落干期快渗各层溶解氧情况变化表（mg/L）

取样深度

落干后15min

落干后2h

落干后3h

落干后4h

落干后5h

20cm

5.58

4.73

4.94

4.99

5.00

40cm

5.34

4.15

3.98

3.96

3.93

65cm

4.37

4.02

3.31

3.33

85cm

3.92

3.69

2.95

3.02

2.98

110cm

3.09

2.84

2.36

2.31

2.41

在溶解氧的空间分布上，在约5小时的落干期内，各层溶解氧随着时间的推移均有一定程度的下降，40cm、65cm处溶解氧下降最大，下降幅度达到2~3mg/L，可认为在这个深度均有较大量的好氧微生物进行反应，这些下降的溶解氧均是提供给微生物进行碳化和硝化反应。

在85cm与110cm处的溶解氧下降幅度较小，可认为在这个深度好氧微生物的活性比较弱，因为在浅层滤料中的微生物得到了大量的溶解性的营养物质，而深层滤料中的微生物得到的溶解性营养物质较少，微生物总量也较少。

而在20cm处溶解氧下降幅度较小，是因为表层虽然有大量好氧微生物活动，但浅层滤料与大气直接联通，具有一定的自然复氧作用，所以表层溶解氧下降幅度小。

各层溶解氧变化最快的情况发生在落干后的3个小时内，而在落干后的第4~5小时，各层溶解氧的变化已不明显，这是因为微生物在落干后的3小时内，已经将生物膜上吸附的营养物质降解殆尽。

4~6小时内生物膜上的微生物系统发生是内源呼吸过程，所以人工快渗不存在与普通生物膜法类似的生物膜大量脱落现象，也没有剩余污泥产生。

3.3.3CRI系统具有生物量大、物种多样性好的微生物群落体

人工快渗池作为一个生物反应池，除了具有落干期氧气含量普遍比较高的特点外，其内部还含有大量且多样的好氧降解微生物，从而为其提供了稳定而高效的净污能力。

根据人工快渗池各类型好氧异养型微生物的调查结果发现[10]，人工快渗池中的好氧异养型细菌的数量较高，基本为106~107CFU/mL，比接触氧化工艺的好氧氧化段的细菌数量（106CFU/mL左右）略高，比活性污泥法污泥中细菌数量（107~108CFU/mL）略低；

除了细菌之外，人工快渗池中上层还存在着大量跟污染物好氧分解相关的真菌和放线菌。

另外，通过PCR-DGGE和基因测序比对的方法鉴定CRI系统优势细菌的研究结果表明，人工快渗池普遍存在着大量的弓形杆菌（Arcobactersp.）、酸杆菌（Acidobacteriasp.）和拟杆菌（Cloacibacteriumsp.）等好氧异养降解菌。

人工快渗系统的好氧异养降解菌除了在数量上占优势之外，人工快渗池还有一个重要特点就是生物膜比表面积较大。

人工快渗池的CRI填料是分散较为均匀的颗粒状填料，且填料表面凹凸不平，故CRI填料具有巨大的比表面积，1立方米的快渗填料的总表面积可高达上千平方米，而填料表面上附着生长了大量的生物膜，因此快渗池的生物膜也具有巨大的比表面积，使生物膜与污染物能够更充分接触与进行生化反应，进而大大提高了人工快渗池对污染物的去除效率。

图3-1不同温度条件下人工快渗池细菌的生长与分布情况

除了好养异养微生物外，人工快渗池内还含有大量具有脱氮功能的微生物，通过对人工快渗池亚硝化细菌和硝化细菌的调查结果显示[10]，亚硝化细菌和硝化细菌的数量为103~104CFU/mL，且主要分布在CRI系统的中上层部分，再加上人工快渗池中上层的溶解氧含量和被吸附截留的氨氮含量均较高，从而保证了人工快渗池对氨氮具有较高去除效率。

图3-2不同温度条件下人工快渗池亚硝化菌和硝化菌生长与分布情况

3.3.4合理的交替运行周期可保证人工快渗池污染物与微生物的平衡

根据不同的进水水质，我们通过设置合理的运行周期以保证人工快渗池污染物与微生物的平衡，避免产生活性污泥。

从而为了验证人工快渗池不产生活性污泥的特性，我们对人工快渗池连续2个运行周期内的微生物总数及酶活性情况进行监测，结果发现[10]，干湿交替的运行方式以及合理的运行周期使人工快渗池微生物基本保持着增长和消亡的相对平衡，因此避免了微生物的过量增长，使人工快渗池基本不产生活性污泥，杜绝了活性污泥造成的二次污染。

图3-3CRI系统微生物与酶活性的变化情况

3.4人工快渗系统主处理单元的去污机理

3.4.1有机物的去除机理

人工快渗池具有大量且多样的好氧降解微生物，且具备良好的好氧环境，使人工快渗池对有机污染物具有较高的处理效率和水力负荷。

在布水期，经过预处理的污水自上而下流经填料层的过程中，污水中的悬浮态有机物能够很快被填料上附着的比表面积巨大的生物膜所截留，同时，由于此时生物膜上处于贫营养状态，溶解态的有机物可很快通过溶解和扩散作用被填料上附着的生物膜所吸附和吸收。

虽布水期的时间较短，但是污水经过与充满微生物的生物膜充分的接触，可将各类有机污染物转移到生物膜上，在落干期进行彻底氧化分解。

由于人工快渗池采用淹水和落干交替运行的方式，在淹水期，悬浮态有机物在生物膜上被逐渐水解为溶解性的、可被微生物直接利用的有机物，并和进水中的溶解性、小分子有机物一起被生物膜吸收和吸附；

在落干期，氧气随着污水下渗，给填料上的生物膜带来了充足的溶解氧，生物膜上的好氧微生物在快渗填料各个深度对有机污染物进行降解，微生物将有机污染物通过异化作用转变成CO2、H2O等代谢产物，同时通过同化作用进行自身增殖。

待污染物被吸收和降解完毕后，在内源呼吸作用下微生物的数量开始减少，从而避免了微生物过多增殖形成剩余污泥，也为下一个运行周期的污水处理过程做准备。

3.4.2氨氮的去除机理

氨氮的吸附吸收主要依靠填料上生物膜系统实现，由于人工快渗填料上具有生长良好的生物膜系统，当污水接触生物膜时，由于浓度差的关系，污水中的大部分氨氮通过溶解和扩散作用被填料上附着的生物膜所吸附和吸收。

CRI填料生物膜内氨氮的硝化作用需要依靠亚硝化细菌和硝化细菌的作用实现，前文中的实验结果也显示了人工快渗池具有数量较高的硝化细菌和较高的溶解氧条件，从而能很好保证硝化作用的进行。

3.4.3总氮的去除机理

氨化作用和硝化作用只是改变氮的形态，真正的脱氮作用并没有发生，微生物的反硝化作用可以把硝酸盐氮和亚硝酸盐氮转化成气态氮，因而可以被看成是氮元素以气态的形式被永久地从系统中去除。

缺氧条件、硝氮、碳源是实现生物反硝化作用的必要条件。

人工快渗池的缺氧段，主要是通过将排水管向上弯曲一段距离，这种巧妙的方法，实现快渗池中形成包气带和饱水带，两个氧化还原环境不同的处理段，如下图所示。

图3-4人工快渗系统氮类污染物的去除机理图

人工快渗池中的反硝化反应主要在饱水带完成，所需的碳源从污水中的有机物或微生物细胞组分中得到。

而硝氮的来源有以下几个：

（1）进水中的硝氮；

（2）氨氮硝化形成的硝氮；

（3）落干期形成的硝氮。

通过人工快渗池饱水带的反硝化脱氮作用可实现的20~40%总氮去除，另外，借助生物膜内部厌氧层的反硝化作用和好氧反硝化菌的好氧反硝化作用等对人工快渗池的脱氮能力也有一定的增强。

为了进一步提高人工快渗系统对TN的去除效果，可根据需要在CRI工艺后续添加本单位自主研发的高效复合生物塘（小规模快渗工程）或高效反硝化滤池（大规模的快渗工程），使出水TN浓度低于《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）一级A标准或达到《地表水环境质量标准》（GB3838-2002）V类标准

3.4.4总磷的去除机理

人工快渗池对磷的去除途径主要是填料的吸附和共沉淀作用[11]，可实现30~40%的TP去除率。

为了进一步提高CRI系统对总磷的去除和保证系统整体的出水指标，通常在人工快渗系统前处理中增加絮凝沉淀工艺。

由于作为预处理单元的絮凝沉淀工艺已经去除了大部分的不溶性磷酸盐和颗粒磷酸盐，因此，人工快渗池主要对溶解有机磷和剩余的少量无机磷进行去除。

人工快渗池的滤料中添加的钙系特殊填料，在碱性条件下，可与污水中的溶解性磷反应形成羟基磷酸盐或缩聚磷酸盐而去除。

如果进水中磷的负荷较低，所形成的沉淀不足以造成快渗系统的堵塞。

如进水磷负荷较高，出水要求较高，如达到地表水标准，可以在快渗池出水后连接一个专门除磷单元，如高效复合生物塘处理工艺，利用微生物和水生动植物的综合去除作用，加强CRI系统对磷的去除。

4对人工快渗系统工艺的完善与改进

4.1前处理单元

CRI系统一般采用混凝沉淀工艺（处理一般河道水）、复合水解工艺（处理生活污水）和改进的A2O或A/O工艺（处理工业园区污水）作为预处理单元。

4.1.1针对河道水的预处理工艺——混凝沉淀

针对河道水的CRI工程一般采用混凝沉淀作为预处理工艺。

其中，混凝段一般采用旋流式絮凝反应池进行混凝反应，而沉淀段则采用平流沉淀池（较大规模的CRI工程）或竖流沉淀池（较小规模的CRI工程），各反应段根据相关设计规范和标准进行设计和运行。

另外，本公司发明了“一种污水处理絮凝剂及其使用方法”（发明专利号：

200910189521.5），用于加强混凝沉淀前处理工艺的处理效果，能有效地防止快渗池出现堵塞、落干时间增加、水力负荷降低，最大限度的发挥人工快速渗滤污水处理系统的优势。

采用混凝沉淀工艺作为预处理工艺，其主要作用包括[8]：

（1）减缓SS在快渗池中的积累，避免由于颗粒状有机物和无机颗粒物的过度积累造成的快渗池堵塞，从而保证系统在较高的水力负荷条件下稳定运行，混凝沉淀预处理单元可使SS浓度减少70%以上；

（2）通过絮凝沉淀对污水中不溶态磷酸盐和溶解态无机磷类污染物有较好的去除效果，能显著地去除TP，从而有效改善和保证了整个人工快渗系统的出水水质，混凝沉淀工艺对TP去除率一般为50%以上；

（3）混凝沉淀有助于降低快渗池的污染物负荷，提高快渗池的处理效率，改善系统的出水水质。

4.1.2针对生活污水的预处理工艺——复合水解

针对生活污水一般采用复合水解作为预处理工艺。

水解工艺是近年来国内应用较为广泛的污水预处理工艺，它通过控制反应时间，将厌氧反应控制在水解酸化阶段，以去除污水中一定的污染物质，并且能提高污水的可生化性，有助于后续好氧处理单元的处理效果。

复合水解与一般水解工艺的区别在于，复合水解反应池按照其功能分为水解段、分离段和接触氧化段。

其中水解段在构造上采用了UASB反应器的池型，同时设置了水力搅拌系统，使污水在上升过程中能够与污泥充分混合，提高了水解的处理效率。

针对一般水解反应器出水SS较高的问题，增设分离段，内加设斜板，提高对SS的去除。

接触氧化段在冬季水温较低或进水水质较差的情况下，可以进行强化曝气，提高整体工艺的处理效率，保障出水要求。

该工艺的停留时间较短（HRT=4~6h），COD的去除率为35~45%。

同时复合水解工艺中的分离段对SS的去除率可达到40%~50%。

经过该工艺可有效提高废水的可生化性，降低污染负荷，从而提高后续快渗处理系统的水力负荷，达到减小占地面积的目的。

4.1.3针对工业园区污水的前处理工艺——改进的A2O或A/O

随着社会的发展，工业园区逐渐扩大，工业园区污水排放日益增多，工业园区污水具有排放量大，污染范围广，排放方式复杂；

污染物种类繁多，浓度波动幅度大；

污染物质毒性强，危害大，污染物排放后迁移变化规律差异大；

恢复比较困难等特点。

单纯的生物氧化法出水中含有一定量的难降解有机物，COD值偏高，不能完全达到排放标准。

针对工业园区污水特点，公司将活性污泥法与人工快渗技术结合，采用改进A2O或A/O作为前处理工艺，出水水质能够达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）一级A标准。

改进A2O工艺可承受较强的冲击负荷，