CN109650661B - 一种高效净化生活污水的系统及方法 - Google Patents

Abstract

本发明提供了一种高效净化生活污水的系统及方法，该系统包括依次连接的初沉池(1)、酸化池(2)、曝气池(3)和厌氧池(4)，初沉池(1)用于对生活污水进行沉淀处理，经沉淀处理后的生活污水传输至酸化池(2)；酸化池(2)用于利用微生物进行有机物的降解；曝气池(3)中通有含氧气体并投加有亚硝酸菌，通过硝化作用将氨氮转化为亚硝酸根离子形态，同时通过生活污水中的聚磷菌进行除磷；厌氧池(4)用于接收曝气池(3)处理后的生活污水上清液，通过反硝化作用进行脱氮处理。本发明主要采用化学沉淀法和微生物除磷相结合除磷，并以NH₄ ⁺—NO₂ ^‑—N₂为脱氮路线，实现了对生活污水脱氮除磷的有效管理，保证生活污水在人类活动中不影响人类健康。

Description

一种高效净化生活污水的系统及方法

技术领域

本发明涉及生活污水处理领域，特别涉及一种高效净化生活污水的系统及方法。

背景技术

随着经济的迅速发展，城市化进程的加快，生活污水排放量日益增加，水体富营养化日益严重。同时，人们对健康和环保意识逐渐加强，环保排放标准及饮用水标准不断提到，如何经济有效的脱氮除磷，成为了环境工作者的关注重点和研究热点。

污水除磷的方法有化学沉淀法、电解法、生物法、物理吸附法、膜技术处理法和人工湿地处理法等。其中，生物法在合理的条件下，可达到较好的处理效果。但生物法除磷对污水中有机物浓度(BOD)依赖性很强，当污水中有机物含量较低、或总磷含量超过10mg/L时，净化后的污水很难满足磷的排放标准。

随着人们生活水平的提高和生活习惯的改变，城市污水的污染物及比例也相应的发生变化，如今一些低C/N(碳/氮)比的生活污水在很多城市并不少见。同时，农村城镇化的发展，农村水污染的问题也越来越受到重视。如集约化养殖场污水一直是农村水污染的主要来源，污水若不经处理直接排放，可导致水质恶化、人畜传染病蔓延，给生态环境带来严重危害。养殖场污水处理的难点在于脱氮，因其氨氮浓度高、C/N(碳/氮)比低，造成营养比例的严重失调，影响生化处理系统有效的运行，采用传统硝化法(活性污泥法或者短程硝化反硝化-厌氧氨氧化联合方法)效率较低。

由上述可知，生物法脱氮或者除磷，均由于相对较低的有机物含量而使得脱氮除磷效果不够理想，而生活污水中氮磷含量是变动的，不能可控的加入有机物，过多有机物的加入使得生活污水易形成黑臭水体，如何实现低碳生活污水的同步脱氮除磷已成为亟待解决的问题。

发明内容

为了解决上述问题，本发明人进行了锐意研究，提供了一种生活污水的深度脱氮除磷系统及方法，本发明中主要采用化学沉淀法(钙离子作为沉淀剂)和微生物除磷相结合除磷，并以NH₄ ⁺—NO₂ ^-—N₂为脱氮路线，实现了对生活污水脱氮除磷的有效管理和处置，保证生活污水在人类活动中不影响人类健康，从而完成本发明。

本发明的目的在于提供以下技术方案：

(1)一种高效净化生活污水的系统，所述系统包括依次连接的初沉池1、酸化池2、曝气池3和厌氧池4，其中，

初沉池1用于对生活污水进行沉淀处理，降低系统中固体含量，然后将经沉淀处理后的生活污水传输至酸化池2；

酸化池2用于利用微生物进行有机物的降解；酸化池2与曝气池3之间设置回流管道，酸化池2可以接收曝气池3的回流水，为回流水中的聚磷菌提供释磷的场所；

曝气池3中通有含氧气体并投加有亚硝酸菌，通过硝化作用将氨氮转化为亚硝酸根离子形态，同时通过生活污水中的聚磷菌进行除磷；

厌氧池4用于接收曝气池3处理后的生活污水上清液，通过反硝化作用进行脱氮处理。

(2)一种高效净化生活污水的方法，优选通过上述1至9之一所述系统进行生活污水净化，所述方法包括以下步骤：

步骤1)，将生活污水通入初沉池1，上清液进入酸化池2进行有机物的降解；

步骤2)，将酸化池2处理后的生活污水上清液通入曝气池3中，通过硝化作用将氨氮转化为亚硝酸形态，同时通过生活污水中的聚磷菌进行除磷；

步骤3)，经步骤2)处理后的生活污水上清液进入厌氧池4中，通过反硝化作用实施脱氮处理。

根据本发明提供的一种高效净化生活污水的系统及方法，具有以下有益效果：

(1)本发明中方法和系统，在不额外加入碳源的前提下，实现了低碳生活污水的同步脱氮除磷，相较于单独的脱氮和除磷，工艺和设施复杂度低，运行成本得到收敛；

(2)本发明中，酸化池—曝气池—厌氧池配合微生物的活动，能够有效实施生物脱磷，降低生活污水中磷含量；

(3)本发明中，在硝化阶段通过控制曝气池的条件，能够有效控制NH₄ ⁺转化为NO₂ ^-，节省了硝化曝气量；硝化过程产生的酸要少于完全硝化的产酸量，因此耗碱量减少，便于体系条件的控制；

(4)本发明中，曝气池中水生植物和人造纤维填料的配合，提高了微生物反应活性，且水生植物的生长也是与脱氮除磷的过程，该植物根系—仿根系统，利于水体脱氮除磷；值得注意的是，该植物根系—仿根系统形成了简易的稳定的生态环境，对重金属、悬浮物的去除同样有较好的效果；

(5)本发明中，在曝气池中加入石灰石填料，保证了硝化体系酸碱性，而且能够通过沉淀方式实施生活污水中杂质磷的去除；

(6)本发明的厌氧池中，采用特定用量比例的黄铁矿和菱铁矿，对脱氮具有协同增效的作用，保证了脱氮过程的高效进行，且有利于反硝化体系中微生物的生长代谢；

(7)本发明的厌氧池中，电子供体中加入活性炭和生物炭，促进了生物膜的形成，降低脱氮耗时；

(8)本发明中厌氧池的结构设计，使得循环流动的反硝化过程得以实施，相较于静态脱氮或者一次性流动脱污，促进了微生物—填料—污染物之间的反应，脱氮效率更高。

附图说明

图1示出本发明一种优选实施方式的生活污水脱氮除磷系统结构示意图。

附图标号说明：

1-初沉池1；

2-酸化池；

3-曝气池；

31-排泥孔；

32-微纳米曝气机；

33-微纳米曝气盘；

34-填料床；

35-人造纤维填料；

4-厌氧池；

41-反硝化床；

42-排污口；

43-进水口；

44-出水口。

具体实施方式

下面通过具体实施方式对本发明进行详细说明，本发明的特点和优点将随着这些说明而变得更为清楚、明确。

在这里专用的词“示例性”意为“用作例子、实施例或说明性”。这里作为“示例性”所说明的任何实施例不必解释为优于或好于其它实施例。尽管在附图中示出了实施例的各种方面，但是除非特别指出，不必按比例绘制附图。

如图1所示，本发明人进行了大量研究，提供了一种高效净化生活污水的系统，以提供氮磷含量可控的处理后的生活污水；所述系统包括依次连接的初沉池1、酸化池2、曝气池3和厌氧池4，其中，

初沉池1用于对生活污水进行沉淀处理，降低系统中固体含量，提高水处理效率，然后将经沉淀处理后的生活污水传输至酸化池2；

酸化池2用于利用微生物进行有机物的降解，提高生活污水的可生化性，利于后续的好氧处理(如脱磷)；同时，酸化池2与曝气池3之间设置回流管道，酸化池2可以接收曝气池3的回流水，为回流水中的聚磷菌提供释磷的场所；

曝气池3中通有含氧气体并投加有亚硝酸菌，通过硝化作用将氨氮转化为亚硝酸根离子形态，同时通过生活污水中的聚磷菌进行除磷；

厌氧池4用于接收曝气池3处理后的生活污水上清液，通过反硝化作用进行脱氮处理。

在本发明中，酸化池2与曝气池3之间设置回流管道，使得在曝气池3中增殖后的聚磷菌再次进入厌氧环境下进行有机物的降解，并与新通入酸化池2的生活污水汇合后再次进入曝气池3，进行摄磷；在有效实施除磷的前提下，降低了聚磷菌的投加量。

在本发明中，酸化池2为厌氧环境，溶氧量≤0.2mg/L。

在一种优选的实施方式中，控制酸化池2的上清液BOD₅介于10mg/L～120mg/L之间，优选为20mg/L～100mg/L之间，此时，认为酸化池2中有机物分解程度较好，碳链有机物水平满足后续处理中微生物繁衍需求。

在一种优选的实施方式中，酸化池2的底部设置排泥孔，便于生活污水中悬浮物质沉降后排出。

本发明人经过研究发现，酸化池2中水体普遍带有臭味，水体带有臭味的主要原因在于水体中的厌氧菌还原硫成硫化氢，或者氨化细菌将有机氮化合物转化为氨氮，进而散发出恶臭。为降低这类细菌的活动，本发明人向酸化池2中加入适应厌氧环境的聚磷菌中，通过碳源竞争方式，抑制产生恶臭气体的微生物的活性，避免恶臭水体产生，但不影响有机物降解性。

在一种优选的实施方式中，酸化池2中聚磷菌的投加量为(1～10)×10⁹CFU/mL(污水)，优选为(1～5)×10⁹CFU/mL(污水)。聚磷菌可以选自兼性厌氧的反硝化聚磷菌和/或好氧聚磷菌。

聚磷菌的加入，不仅能够抑制水体臭味的产生，而且能够利用厌氧环境中分解产生的短碳链有机物作为碳源继续生长，更利于好氧环境中摄磷活动。聚磷菌在酸化池2中将体内聚磷分解，释放的能量一部分可供聚磷菌在厌氧环境下维持生存，另一部分供聚磷菌主动吸收挥发性脂肪酸(VFAs)，并在体内储存聚-β-羟丁酸(PHB)。生活污水随后进入曝气池3，聚磷菌除了吸收利用生活污水中的易降解有机物外，主要分解体内储存的PHB产生能量供自身繁殖并主动吸收环境中的溶解磷，以聚磷形式在体内存储。经酸化池2，生活污水中有机物被聚磷菌利用后浓度得到初步控制；经曝气池3，生活污水中磷含量得到有效控制。

在本发明中，氮的脱除主要在曝气池3和厌氧池4中进行。生活污水中存在大量氨氮，将生活污水通入曝气池3中，通过硝化作用将氨氮转化为亚硝酸根离子形态；处理后的生活污水上清液进入厌氧池4中，通过反硝化作用进行脱氮处理。

传统的硝化反应中，氨氮脱除经过好氧硝化(将NH₄ ⁺转化为NO₂ ^-和NO₃ ^-)和缺氧反硝化(将NO₂ ^-和NO₃ ^-转化为N₂)。参与这一过程的硝化细菌主要是自养菌，其能够从NH₄ ⁺和NO₂ ^-的氧化过程中获取能量而生长繁殖。反硝化细菌主要是异养菌，然而，很多废水，如本发明中待处理的生活污水，缺乏足够的有机碳源，为了能实现较完全的反硝化过程，必须额外添加甲醇等物质作为有机碳源，这大大增加了生物脱氮处理工艺的成本。为了解决有机碳源不足难以有效脱氮的问题，本发明人对现有的脱氮工艺进行改进，以NH₄ ⁺—NO₂ ^-—N₂为脱氮路线，在缺氧反硝化阶段采用自养菌进行反硝化，实现了对传统的脱氮工艺的改进。

生活污水中氮主要以氨氮和硝酸盐形式存在，经过曝气池3处理后，多以NO₂ ^-和NO₃ ^-形式存在。

本发明中，曝气池3中投加有亚硝酸菌，其可以以单独的亚硝酸菌菌体形式加入，也可以为含有亚硝酸菌的活性污泥形式加入，优选为亚硝酸菌菌体形式、而非含有亚硝酸菌的活性污泥形式加入。

在一种优选的实施方式中，通过横跨曝气池3的支撑栅栏，在曝气池3中待处理水体表面栽植水生植物。优选地，水生植物选自菖蒲、铁线蕨、欧洲桤木、紫穗槐、芦荻、美人蕉、垂草、泽生苔草、柳叶榕、常春藤、萱草、黄菖蒲、龟背竹等中的一种或多种。

更优选地，曝气池3中栽植水生植物的面积不低于水体横截面积的40％。

在进一步优选的实施方式中，在曝气池3中填充有人造纤维填料35。优选地，人造纤维填料35为软性填料，材质为涤纶、锦纶、丙纶、腈纶、棉等，将其通过固定装置固定于池体中部。

人造纤维填料35作为植物仿根，与植物根系协同作用，作为生物膜的载体，提高了处理系统中生物固体的浓度。人造纤维填料35具有以下优点，使得配置有人造纤维填料35和水生植物的曝气池3相较于活性污泥反应池具有更好的处理效果：(1)高生物量：人造纤维填料35拥有很大的比表面积，为微生物提供了大量的附着空间，使曝气池3内保持高浓度的生物量；(2)高生物活性：人造纤维填料35对反应池中的充氧气泡有切割作用，加强了曝气作用，增加了氧转移率，曝气时由于人造纤维填料35颤动带动水体流动，使老化的生物膜及时脱落，加速了生物膜的新陈代谢，保持了较高的生物活性；(3)高传质速率：人造纤维填料35的孔隙率大，它有结构使废水能够快速的流经孔隙内部，从而使水中的有机物质更好地被微生物吸附、利用，转化为自身的营养，曝气作用加速了这一过程的进行，人造纤维填料35表现出高的传质速率。

本发明中，曝气池3的关键在与控制亚硝酸的积累，阻止亚硝酸进一步氧化成硝酸，这对NH₄ ⁺—NO₂ ^-—N₂脱氮路线的实施至关重要。本发明人经过试验研究，对曝气池3的运行参数进行了探索，确定曝气池3中温度为30℃～40℃，优选为32℃～36℃；水力停留时间为1.0天～2.0天，优选为1.0天～1.5天；溶氧量为0.5～1.5mg/L，优选为0.5～1.0mg/L。

生活污水中不可避免还含有硝酸菌，本发明人通过控制运行参数调整硝酸菌和亚硝酸菌的生长速率。通过试验发现，在操作温度30℃～40℃下，亚硝酸菌的生长速率明显高于硝酸菌的生长速率，亚硝酸菌的最小停留时间小于硝酸菌，利用这一特性，通过控制系统的水力停留时间使其介于硝酸菌和亚硝酸菌最小停留时间之间，从而使亚硝酸菌具有较高的浓度而硝酸菌被自然淘汰，维持稳定的亚硝酸积累。

本发明中曝气池3采用间歇性曝气方式，以维持溶氧量介于0.5～1.5mg/L之间。亚硝酸菌对氧气的竞争强于硝酸菌，当溶氧量较低且处于上述范围时，亚硝酸菌繁殖力强于硝酸菌，利于亚硝酸的积累。

在一种优选的实施方式中，曝气池3中通入纳微气泡水以补充曝气池3中的溶氧量。所述纳微气泡水为含有100～450nm尺寸微小气泡的水或水溶液，其溶氧量达到10～25mg/L。纳微气泡水中气泡相较于普通气泡尺寸小，在水中停留时间长，上升过程中体积减小，溃灭时产生活性氧自由基(羟基自由基)，对有机碳链起到有效降解作用(厌氧池4中采用厌氧自养菌除氮，曝气池3中对有机碳链的降解利于出水COD或BOD₅的达标)。同时，小气泡分散相较于大气泡更均匀，利于调控体系中溶氧量。

其中，曝气池3下部安装有微纳米曝气盘33，微纳米曝气机32通过微纳米曝气盘33向曝气池3中通入纳微气泡水，补充曝气池3中的溶氧量。

本发明中，亚硝酸菌的最适生长pH为7.0～8.5，硝酸菌的最适生长pH为6.0～7.5，然而，随着硝化反应的进行，体系的酸性提高(如NH₃+O₂—HNO₂+4H⁺+4e^-)，体系将逐渐不利于亚硝酸菌的生长，增加了硝酸菌生长的趋势。

为此，本发明人经过研究，在曝气池3中纵向设置填料床34，填料床34为壁面带有透孔的容器，内部填充石灰石颗粒。优选地，曝气池3底部建造有卡设填料床34的槽体；更优选地，填料床34的横截面为多边形，如L形、三角形、不规则多边形等，结合卡设填料床34的槽体，利于填料床34在曝气池3中的稳定。

石灰石的加入能够与硝化产生的酸反应，维持体系中pH介于7.0～8.5之间，还利于曝气池3中水生植物的生长。然而，理论上石灰石的加入还会导致出水硬度的增加。

然而，值得注意的是，生活污水中的磷主要以磷酸盐的形式存在，磷酸盐的存在使得钙离子能够与之发生沉淀反应，不仅不会发生出水硬度增加的问题，而且利于生活污水中存在的磷的去除。

反应过程如下式(1-1)～式(1-3)所示：

Ca²⁺+HPO₄ ^2-+2H₂O＝CaHPO₄·2H₂O(沉淀) 式(1-1)

2CaHPO₄·2H₂O+Ca²⁺＝Ca₃(PO₄)₂(沉淀)+2H⁺+2H₂O 式(1-2)

5Ca²⁺+4OH^-+3HPO₄ ^2-＝Ca₅OH(PO₄)₃(沉淀)+3H₂O 式(1-3)

在一种优选的实施方式中，所述石灰石颗粒的粒径为0.5～3.0cm；填料床34壁面上透孔的粒径为0.01～0.05cm。石灰石的粒径不超过3.0cm，有足够的表面积以与酸发生反应，而粒径不低于0.5cm，颗粒粒径不会因减小过快而导致进入处理体系中过量，使得出水硬度过高。

本发明曝气池3中，将氨氮控制在亚硝酸形态阶段，节省了硝化曝气量，而且能大大减少活性污泥的产生；硝化过程产生的酸要少于完全硝化的产酸量，因此耗碱量少，便于体系条件的控制。

本发明中，曝气池3的底部设置排泥孔31，用于颗粒物沉淀的排出。

本发明中，厌氧池4中发生反硝化反应。生活污水BOD浓度低，经好氧硝化后BOD浓度进一步降低，而传统的生物反硝化法的特点是异养微生物利用有机物作为电子供体还原硝酸根、亚硝酸根离子为氮气，这就需要保证甚至人为向体系中加入有机物，进而导致体系中有机物残存造成水质腐败的风险。

本发明人经过研究，发现脱氮硫杆菌以硫或硫化物为电子供体，以NO₂ ^-和NO₃ ^-为电子受体，进行自养反硝化，它在将硫或硫化物氧化为硫酸盐的同时，将水中的NO₂ ^-和NO₃ ^-还原为N₂。目前，应用最广泛的是硫/石灰石自养反硝化系统，将硫与石灰石块作为填料，按体积比填入反应滤柱中。然而，硫磺质软，在水体中长时间浸泡以后承受水体的冲击能力减弱，导致填料的强度不稳定，因而需要定期更换填料；同时石灰石仅起到调节酸碱性的作用，对脱氮效率无直接提升作用。

为解决上述问题，本发明人在反硝化体系中使用了一种新型电子供体，所述电子供体包括由黄铁矿和菱铁矿组成的复合物，其中黄铁矿中FeS₂的质量含量不小于60％，菱铁矿中FeCO₃的质量含量不小于30％。该电子供体配合脱氮硫杆菌和亚铁氧化菌，实施脱氮。黄铁矿与菱铁矿的粒径介于10～50mm之间，黄铁矿与菱铁矿的体积比介于(10～1):1之间。

黄铁矿中成分FeS₂、以及菱铁矿中成分FeCO₃在脱氮硫杆菌和亚铁氧化菌存在的条件下将NO₂ ^-和NO₃ ^-还原为N₂。黄铁矿分布广泛，其可于火成岩、沉积岩中生成，存在于煤矿及其他很多矿石和岩石中，一般将黄铁矿作为生产硫磺和硫酸的原料。菱铁矿矿石常在一些金属矿山作为伴生矿开采，低品位菱铁矿通常情况下没有得到利用，常在矿石开采中作为废石抛弃，造成资源浪费。将黄铁矿和菱铁矿复合用于生活污水脱氮处理，提高了廉价资源或废弃矿石的利用率。

本发明人经过试验发现，脱氮硫杆菌以黄铁矿为硫源的脱氮效果优于硫磺，且其质地较硫磺坚硬，耐水冲击。在厌氧或缺氧条件下，脱氮硫杆菌以NO₂ ^-和NO₃ ^-作为电子受体进行自养反硝化的过程如下式(2-1)和式(2-2)所示：

5FeS₂+14NO₃ ^-+4H⁺＝7N₂+10SO₄ ^2-+5Fe²⁺+2H₂O式(2-1)

3FeS₂+14NO₂ ^-+4H₂O＝7N₂+6SO₄ ^2-+3Fe²⁺+8OH^-式(2-2)

可知，脱氮硫杆菌以NO₂ ^-和NO₃ ^-作为电子受体脱氮时分别为消耗H⁺和产生OH^-的过程，由于步骤1)中氨氮转化为NO₂ ^-且生活污水中必然还含有NO₃ ^-，上述反应均会发生。

亚铁氧化菌以FeS₂中Fe²⁺作为电子供体，在缺氧或厌氧的条件下将NO₂ ^-和NO₃ ^-还原为N₂，过程如式(2-3)和式(2-4)所示。

5FeS₂+3NO₃ ^-+9H₂O＝1.5N₂+5Fe(OH)₃+10S+3OH^- 式(2-3)

FeS₂+NO₂ ^-+2H₂O＝0.5N₂+Fe(OH)₃+2S+OH^- 式(2-4)

可知，脱氮硫杆菌和亚铁氧化菌能够以同样的物质FeS₂作为电子供体，实施脱氮反应，亚铁氧化菌脱氮过程中产生的S又可作为电子供体进行脱氮，黄铁矿FeS₂的利用率极高。亚铁氧化菌脱氮过程中产生OH^-，该反应倾向于使得体系碱度上升。

然而，本发明人经过试验还发现，在湿润和空气接触的情况下，黄铁矿中FeS₂会自发地被氧化，产生酸性液体。虽然厌氧池4为厌氧环境，但不可避免的会存在溶氧情况(如通入的生活污水中溶氧)。FeS₂的易氧化性，在整体上使厌氧池4中体系呈现酸性。

氧化过程见式(2-5)～式(2-9)：

2FeS₂+O₂+4H⁺＝2Fe²⁺+4S+2H₂O 式(2-5)

4Fe²⁺+O₂+4H⁺＝4Fe³⁺+2H₂O 式(2-6)

FeS₂+2Fe³⁺＝3Fe²⁺+2S 式(2-7)

2S+12Fe³⁺+8H₂O＝12Fe²⁺+2SO₄ ^2-+16H⁺ 式(2-8)

2S+3O₂+2H₂O＝2SO₄ ^2-+4H⁺ 式(2-9)

亚铁氧化菌还能够以菱铁矿中Fe²⁺作为电子供体，在缺氧或厌氧的条件下将NO₂ ^-和NO₃ ^-还原为N₂，过程如式(2-10)和式(2-11)所示：

5FeCO₃+NO₃ ^-+8H₂O＝0.5N₂+5Fe(OH)₃+5CO₂+OH^- 式(2-10)

6FeCO₃+2NO₂ ^-+10H₂O＝N₂+6Fe(OH)₃+6CO₂+2OH^- 式(2-11)

可以看出，亚铁氧化菌以NO₂ ^-和NO₃ ^-作为电子受体脱氮时均为产生OH^-的过程，若单独使用菱铁矿，必然使体系中碱度升高。

本发明中，黄铁矿和菱铁矿配合使用，具备以下有益效果：

(i)黄铁矿作为电子供体在脱氮过程中整体为产酸的过程，菱铁矿作为电子供体在脱氮过程中为产碱的过程，两者通过配比调节，可以维持脱氮体系pH稳定，利于微生物的生长代谢；

(ii)与黄铁矿和菱铁矿配合作用的自养脱氮微生物脱氮硫杆菌和亚铁氧化菌共同存在，利于脱氮效率的提升；同时微生物产生的生物膜能够对生活污水中颗粒物、重金属和有机物产生吸附或吸收，利于相关污染物的去除；

(iii)菱铁矿的加入不仅能够起到调节体系pH的作用，而且其能够与黄铁矿氧化反应产生的酸作用生成CO₂，利用亚铁氧化菌与其进行的脱氮反应产生CO₂，CO₂作为自养微生物存活的碳源，减少了额外碳源的加入；

(iv)黄铁矿和菱铁矿的脱氮过程中，铁元素最终会转化为絮状Fe(OH)₃，Fe(OH)₃具有与生物膜相似的作用，其能够用于微生物的附着，产生反应热区，利于脱氮，同时絮状形体状对生活污水中颗粒物、重金属等同样具有吸附作用，降低相关杂质出水含量。

在一种优选的实施方式中，由于黄铁矿和菱铁矿相较于现有技术中硫磺等填料质地坚硬，不易冲击破碎，因而其不需填充进入微孔空心球等载体中，降低了污水处理工艺中填料的加工复杂度，同时生活污水直接与填料大面积接触，利于处理效率的提升。

在一种优选的实施方式中，在厌氧池4不同高度横向设置多个反硝化床41，所述反硝化床41为壁面带有透孔的容器，内部填充黄铁矿和菱铁矿颗粒。厌氧池4内壁上固定反硝化床41的高度处设置朝向池体内部的凸起，用于支撑填料床34，反硝化床41可通过升降操作实施放置或更换。

在一种优选的实施方式中，反硝化床41中填料的总高度占厌氧池4整体高度的30％～60％，优选为40％～50％。

在一种优选的实施方式中，反硝化床41壁面上透孔的粒径为0.2～0.5mm。上述提到，黄铁矿与菱铁矿的粒径介于10～50mm之间，有足够的表面积以与生活污水接触，而粒径不低于10mm，不会因颗粒堆积密度过大，增加生活污水进入填料内部的难度，利于生物膜的生成以及生活污水的脱氮反应效率的提高。

在一种优选的实施方式中，厌氧池4底部设置排污口42和进水口43，进水口43高度高于排污口42；厌氧池4上部设置出水口44。进水口43和出水口44位于厌氧池4外部的管道均设置出水分支，出水口44的一个分支与进水口43的一个分支连通，形成出水—进水循环，出水口44的另一个分支将处理后的生活污水排出厌氧池4，进水口43的另一个分支将曝气池3中上清液输入厌氧池4中。

也就是说，本发明中厌氧池4能够采用水循环的方式进行脱污，促进了微生物—填料—污染物之间的反应，相较于静态脱污或者一次性流动脱污，效率更高。

本发明人经过研究发现，传统脱氮方式中，微生物普遍以游离态分散在污水处理体系中，况且自养微生物普遍存在生长较慢的特点，对于本发明中填料型污水处理工艺存在填料表面生成生物膜速度慢、微生物投放需大大过量、脱污时间长等弊端。

为此，本发明人向黄铁矿与菱铁矿填料中掺杂有活性炭和/或生物炭，其中，生物碳上负载脱氮硫杆菌和亚铁氧化菌。微生物通过载体结合法(如陈朝晖,张涵等.生物炭及其固定化微生物对垃圾堆肥的除臭增效作用(英文)[J].科学技术与工程,2013,13(32):9592-9597+9618.记载方法)固定在生物炭上。

生物炭与黄铁矿和菱铁矿紧密接触，空间距离小，微生物能够利用菱铁矿产生的碳源加快繁殖效率，且由于分布集中及流动性小，可以在黄铁矿和菱铁矿表面快速成膜。

而生物炭和活性炭本身为多孔介质，具有较多的孔隙结构及相应的吸附能力，为微生物提供了适宜生存和繁殖的场所，便于微生物的富集，提高微生物的活性和繁衍速度，这样即可利于微生物在黄铁矿和菱铁矿表面快速成膜。同时，生物炭和活性炭的多孔性能决定其具有较大的表面积，对区域水中的有机物可进行大量吸附，这就减少了微生物与有机物的反应距离，便于了对有机物的去除。

在一种优选的实施方式中，活性炭和/或生物炭的体积与黄铁矿和菱铁矿整体的体积比为1：(10～50)，优选为1：(20～30)。

为了促进生物膜的形成，在采用生物炭时，还需同时向反硝化体系中投加脱氮硫杆菌和亚铁氧化菌，但投加量可相较于不加入活性炭和/或生物炭时更少。

在一种优选的实施反式中，活性炭和/或生物炭粒径为0.5～5.0mm。

在本发明中，厌氧池4中的反硝化温度为5℃～40℃，优选为10℃～30℃；pH为6.5～8.5，优选为7.0～8.0。

本发明的另一方面，在于提供一种高效净化生活污水的方法，该方法包括以下步骤：

步骤1)，将生活污水通入初沉池1，上清液进入酸化池2进行有机物的降解；

步骤2)，将酸化池2处理后的生活污水上清液通入曝气池3中，通过硝化作用将氨氮转化为亚硝酸形态，同时通过生活污水中的聚磷菌进行除磷；

步骤3)，经步骤2)处理后的生活污水上清液进入厌氧池4中，通过反硝化作用实施脱氮处理。

步骤1)中，向酸化池2中加入适应厌氧环境的聚磷菌，聚磷菌的投加量为(1～10)×10⁹CFU/mL(污水)，优选为(1～5)×10⁹CFU/mL(污水)。

本发明中，聚磷菌在酸化池2和厌氧池4中释磷以维持存活，在曝气池3中聚磷及繁殖，控制水体中磷含量。同时，曝气池3与酸化池2之间设置回流管道，使得在曝气池3中增殖后的聚磷菌再次进入厌氧环境下进行有机物的降解，并与新通入酸化池2的生活污水汇合后再次进入曝气池3，进行摄磷；在有效实施除磷的前提下，降低了聚磷菌的投加量。

本发明中，脱氮过程主要在曝气池3和厌氧池4中进行：将生活污水通入曝气池3中，通过硝化作用将氨氮转化为亚硝酸根离子形态；处理后的生活污水上清液进入厌氧池4中，通过反硝化作用进行脱氮处理。

实施例

实施例1

一种生活污水的净化系统，如图1所示。生活污水COD为259mg/L，氨氮为34.7mg/L，总氮为46.4mg/L，总磷为3.1mg/L，pH为7.5。该系统包括依次连接的初沉池1、酸化池2、曝气池3和厌氧池4，酸化池2与曝气池3之间设置回流管道，经曝气池处理后约1/5水回流至酸化池。

生活污水进入初沉池1，将经沉淀处理后的生活污水传输至酸化池2；酸化池2中投加有聚磷菌，投加量为3×10⁹CFU/mL(污水)，控制酸化池2的溶氧量≤0.2mg/L，经酸化处12h后，酸化池2的上清液BOD₅约为80mg/L。

经酸化池进行有机物降解后的生活污水进入曝气池3中，曝气池3中投加亚硝酸菌，亚硝酸菌的量不低于2.0×10⁷CFU/mL(污水)。控制曝气池3中温度为30℃～35℃；水力停留时间为24h；采用纳微气泡水间歇供气，维持曝气池3中溶氧量为0.5～1.0mg/L。曝气池3中部纵向设置填料床34，填料床34壁面上透孔的粒径为0.01～0.05cm，内部填充石灰石颗粒，石灰石颗粒的粒径为0.5～3.0cm，维持体系中pH介于7.0～8.5之间。此环境系统利于脱磷及氨氮转化为亚硝酸根形式。

经曝气池3处理后的上清液进入厌氧池4中，在厌氧池4不同高度横向设置两个反硝化床41，填充有黄铁矿与菱铁矿，上清液没过反硝化床41，反硝化床41中填料的总高度占厌氧池4整体高度的52％，反硝化床41壁面上透孔的粒径为0.2～0.5mm。黄铁矿与菱铁矿的粒径介于10～50mm之间；黄铁矿与菱铁矿的体积比为5:1。

厌氧池4底部设置排污口42和进水口43，进水口43高度高于排污口42；厌氧池4上部设置出水口44。进水口43和出水口44位于厌氧池4外部的管道均设置出水分支，出水口44的一个分支与进水口43的一个分支连通，形成出水—进水循环，出水口44的另一个分支将处理后的生活污水排出厌氧池4，进水口43的另一个分支将曝气池3中上清液输入厌氧池4中。本发明中厌氧池4采用水循环的方式进行脱污，以促进微生物—填料—污染物之间的反应，厌氧池4中反硝化脱氮时间为24h。

厌氧池4中投加脱氮硫杆菌和亚铁氧化菌，其挂膜过程包括：连续通入厌氧池4中上清液进行驯化，使脱氮硫杆菌和亚铁氧化菌在填料上附着生长，产生生物膜。挂膜成功后，输入厌氧池4中上清液，使得生活污水与反硝化床41充分接触，实施脱氮。

结果显示，经脱氮除磷系统处理后的生活污水，COD 20.2mg/L，氨氮为5.1mg/L，总氮为8.7mg/L，总磷为0.3mg/L；COD去除率为92.2％，氨氮去除率为85.3％，总氮去除率为81.2％，总磷去除率为90.3％。

实施例2和对比例1

生活污水的净化系统和方法与实施例1相同，区别仅在于，实施例2和对比例1在曝气池中的水力停留时间分别为36h和48h。

表1

实施例3～4和对比例2

生活污水的脱氮方法与实施例1相同，区别仅在于，实施例3～4和对比例2中曝气池的溶氧量为1.0～1.5mg/L、1.6～1.8mg/L和2.0～2.2mg/L。

表2

实施例5

生活污水的脱氮方法与实施例1相同，区别仅在于，通过横跨曝气池的支撑栅栏，在曝气池中待处理水体表面栽植水生植物菖蒲(菖蒲栽植面积为水体横截面积的50％)，并在曝气池中部固定碳素纤维生态草。

表3

实施例6～7和对比例3～4

生活污水的脱氮方法与实施例1相同，区别仅在于，厌氧池中，实施例6～7和对比例3～4中黄铁矿与菱铁矿的体积比分别为10:1、1:1、1:5和1:10。

表4

实施例8和对比例5

生活污水的脱氮方法与实施例1相同，区别仅在于，厌氧池中，实施例8和对比例5中反硝化床中填料的总高度占厌氧池整体高度分别为34％和15％。

表5

实施例/对比例	反硝化床的高度	氨氮去除率	总氮去除率	总磷去除率
					实施例1	52％	85.3％	81.2％	90.3％
实施例8	34％	82.2％	78.0％	89.1％
					对比例5	15％	73.5％	70.2％	88.5％

实施例9～14

生活污水的脱氮方法与实施例1相同，区别仅在于，厌氧池中，实施例9～14中黄铁矿和菱铁矿中掺杂入活性炭和生物活性炭。活性炭和生物炭与黄铁矿和菱铁矿整体的体积比为1:10、1:30和1:50。

表6

对比例6

生活污水的脱氮方法与实施例1相同，区别仅在于，对比例6中，曝气池中不设置填料床，不加入碳酸钙填料。此时，最终出水氨氮去除率为73.8％，总磷去除率58.7％。

对比例7

生活污水的脱氮方法与实施例1相同，区别仅在于，对比例7中，厌氧池中黄铁矿和菱铁矿的粒径介于100mm～300mm之间。此时，最终出水氨氮去除率为79.5％。

以上结合具体实施方式和/或范例性实例以及附图对本发明进行了详细说明，不过这些说明并不能理解为对本发明的限制。本领域技术人员理解，在不偏离本发明精神和范围的情况下，可以对本发明技术方案及其实施方式进行多种等价替换、修饰或改进，这些均落入本发明的范围内。本发明的保护范围以所附权利要求为准。

Claims (2)

1.一种高效净化生活污水的系统，其特征在于，所述系统包括依次连接的初沉池（1）、酸化池（2）、曝气池（3）和厌氧池（4），其中，

初沉池（1）用于对生活污水进行沉淀处理，降低系统中固体含量，然后将经沉淀处理后的生活污水传输至酸化池（2）；

酸化池（2）用于利用微生物进行有机物的降解；酸化池（2）与曝气池（3）之间设置回流管道，酸化池（2）可以接收曝气池（3）的回流水，为回流水中的聚磷菌提供释磷的场所；控制酸化池（2）的上清液BOD₅介于10 mg/L~120 mg/L之间，酸化池（2）中加有聚磷菌，聚磷菌的投加量为（1~5）×10⁹CFU/mL污水，

曝气池（3）中通有含氧气体并投加有亚硝酸菌，通过硝化作用将氨氮转化为亚硝酸根离子形态，同时通过生活污水中的聚磷菌进行除磷；

曝气池（3）采用间歇性曝气方式，溶氧量为0.5~1.0mg/L，曝气池（3）中温度为32℃~36℃；水力停留时间为1.0天~1.5天；

厌氧池（4）用于接收曝气池（3）处理后的生活污水上清液，通过反硝化作用进行脱氮处理；

通过横跨曝气池（3）的支撑栅栏在曝气池（3）中待处理水体表面栽植水生植物；曝气池（3）中栽植水生植物的面积不低于水体横截面积的40%；

在曝气池（3）中填充有人造纤维填料（35）；人造纤维填料（35）为软性填料，通过固定装置固定于池体中部；

曝气池（3）下部安装有微纳米曝气盘（33），微纳米曝气机（32）通过微纳米曝气盘（33）向曝气池（3）中通入纳微气泡水，补充曝气池（3）中的溶氧量，所述纳微气泡水为含有100~450nm尺寸微小气泡的水或水溶液；和

在曝气池（3）中纵向设置填料床（34），填料床（34）为壁面带有透孔的容器，内部填充石灰石颗粒；所述石灰石颗粒的粒径为0.5~3.0cm；填料床（34）壁面上透孔的粒径为0.01~0.05cm；

厌氧池（4）底部设置排污口（42）和进水口（43），进水口（43）高度高于排污口（42）；厌氧池（4）上部设置出水口（44），进水口（43）和出水口（44）位于厌氧池（4）外部的管道均设置出水分支，出水口（44）的一个分支与进水口（43）的一个分支连通，形成出水—进水循环，出水口（44）的另一个分支将处理后的生活污水排出厌氧池（4），进水口（43）的另一个分支将曝气池（3）中上清液输入厌氧池（4）中；

在厌氧池（4）不同高度横向设置多个反硝化床（41），所述反硝化床（41）为壁面带有透孔的容器，内部填充黄铁矿和菱铁矿颗粒，其中黄铁矿中FeS₂的质量含量不小于60%，菱铁矿中FeCO₃的质量含量不小于30%；

向黄铁矿与菱铁矿填料中掺杂有活性炭和/或生物炭，其中，生物炭 上负载脱氮硫杆菌和亚铁氧化菌，活性炭和/或生物炭的体积与黄铁矿和菱铁矿整体的体积比为1：（10~50）；

反硝化床（41）中填料的总高度占厌氧池（4）整体高度的30%~60%；

反硝化床（41）壁面上透孔的粒径为0.2~0.5mm，黄铁矿与菱铁矿的粒径介于10~50mm之间，黄铁矿与菱铁矿的体积比介于10~1:1之间，

厌氧池（4）中的反硝化温度为5℃~40℃，pH为6.5~8.5。

2.根据权利要求1所述的系统，其特征在于，

反硝化床（41）中填料的总高度占厌氧池（4）整体高度的为40%~50%；

厌氧池（4）中的反硝化温度为10℃~30℃；

pH为7.0~8.0。

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