叶绿素a的平均去除率依次为93.9%、90.3%、83.3%、76.9%、97.8%，比C1分别提高了19.6，40.4，55.3，53.3，19.2百分点，比C2分别提高了7.2，8.8，49.2，32.4，7.1百分点。C3型人工快渗系统启动速度快、抗负荷冲击能力强、处理效果好，用于处理富营养化水体具有可行性。摘要：以富营养化湖水为处理对象，分别考察了天然河砂填料型人工快渗系统(C1)、天然河砂+沸石砂混合填料型人工快渗系统(C2)、天然河砂+沸石砂+海绵铁混合填料型人工快渗系统(C3)对该水体的处理效果。结果表明：填料类型对人工快渗系统的处理性能具有重要影响，C3的挂膜启动周期为40 d，比C1、C2分别缩短了12，3 d。稳定运行期间，C3对叶绿素a的平均去除率依次为93.9%、90.3%、83.3%、76.9%、97.8%，比C1分别提高了19.6，40.4，55.3，53.3，19.2百分点，比C2分别提高了7.2，8.8，49.2，32.4，7.1百分点。C3型人工快渗系统启动速度快、抗负荷冲击能力强、处理效果好，用于处理富营养化水体具有可行性。
随着工业、农业废水排放的日渐增多以及日常生活中洗涤剂的大量使用，氮、磷等营养元素在缓流水体中不断贮集，水体富营养化问题日趋严重，大量湖泊、水库、河口已受到不同程度的富营养化影响或呈现出富营养化趋势[1-3]。目前已有多种污水处理技术用以治理富营养化水体，其中引水稀释、器械捞捕、底泥疏通等物理方法往往只能取得短期效益[4]，而采用化学处理不仅费用高还易产生二次污染[5]。因此，探求高效低耗的富营养化水体处理技术，已成为国内外广泛关注和研究的热点。
人工快渗(constructed rapid infiltration，CRI)系统是一类基建和运行成本低廉、工艺和操作过程简易、管理和运营维护便捷的新型污水生态处理技术[6-7]，兼具了人工湿地和传统土地处理系统的优势，可实现受污染水体的原位修复，成为改善水体富营养化问题的优先选择。但是，目前CRI系统多用于中小城镇生活污水[8]、农村分散污水[9]、工业尾水[10]的处理，将其应用于富营养化水体处理的研究鲜有报道。因此，本研究将通过构建CRI系统处理富营养化水体，考察不同填料类型对CRI系统处理效果的影响，探讨其处理富营养化水体的可行性，为进一步丰富和发展富营养化水体的处理技术提供科学参考。
实验采用3组相同型号的CRI反应器(分别编号为C1、C2、C3)，如图1所示。
注：C1—全部填充天然河砂； C2—V(天然河砂)∶V(沸石)=4∶1； C3—0～100 cm同C2，100～150 cm填充；
V(河砂)∶V(沸石砂)∶V(海绵铁)=3∶1∶1。
图1 CRI反应器实验装置示意
Fig.1 The schematic of experimental equipment of the CRI reacter
反应柱均采用PVC材料制成，柱高、内径分别为200，16 cm。柱内由上至下依次为布水区、碎石层、填料区、碎石层，高度分别为40，5，150，5 cm。碎石粒径为5～8 mm，铺设在填料区上下方分别起到缓冲和承托的作用。3个反应器的主要区别在于填料区的填料类型有所不同，C1、C2、C3的填充状态如图1所示，其中天然河砂、沸石砂、海绵铁的粒径范围分别为0.25～0.35，0.8～1.2，1.5～3.0 mm，填料混入柱前均接种成都某污水厂二沉池回流污泥以加速挂膜启动。采用布水器均匀布水，继电器控制进水时间，实验期间反应区温度控制在(25±2) ℃。
实验进水取自西南交通大学某人工湖富营养化区域，实验期间进水
依次为20.5～35.8，0.7～4.8，2.1～8.6，0.37～0.66 mg/L，ρ(Chl-a)为45.2～136.5 μg/L，pH为7.2～8.1。
实验采用逐步提高水力负荷(q)的方法进行挂膜启动，进水条件相同，每日运行2周期，每周期运行12 h，淹水和落干时间比为1∶3，当q为1.5 m/d且COD去除逐渐稳定时，完成启动。稳定运行期间定期检测进出水水质，分析
等污染物的去除情况。
COD采用高锰酸钾法测定，
采用纳氏试剂分光光度法测定，TN、TP采用紫外可见分光光度计测定，Chl-a采用分光光度法测定，pH采用雷磁PHS-3C+酸度计测定。
图2反映了挂膜启动期间各系统的COD去除情况。
—进水； 
—出水； 
—去除率； ------q。
图2 不同水力负荷下，3种反应器的COD去除率
Fig.2 The COD removal rates under different hydraulic loads by the three reactors
由图2可知：当水力负荷为0.5 m/d时，C1、C2、C3对COD去除率分别保持在70%、80%、85%以上，该阶段有机物的去除主要依靠填料的吸附作用，进水初期填料颗粒表面具有较为充裕的吸附空间[11]，因而COD的去除效果较好。由于吸附空间有限，进水一段时间后COD去除率开始下降，其中C1的下降程度最为明显，C3的下降程度低于C2，这表明填料改进型CRI系统的吸附能力更强，这与沸石砂、海绵铁的掺入使填料吸附能不显著增加有关[12]。3个反应器的COD去除率分别于第9、6、6天起开始回升，说明微生物开始在填料表面生长，并逐渐形成稳固的生物膜，该阶段的有机物去除主要依靠吸附和微生物降解协同完成[13]。
由图2还可以看出：水力负荷提升至1.0 m/d后，由于填料上的微生物量有限，加之水流剪切力增大，导致部分未附着稳固的生物膜随水流出[14]，COD去除率表现出下降趋势。随着填料上微生物逐渐适应新的进水条件，生物膜开始变得牢固，COD去除率逐渐回升。当水力负荷增加到1.5 m/d后，COD去除率重现先降后升的趋势，然而C3的抗负荷冲击性能明显强于C1、C2，当水力负荷为1.0 m/d 时，COD去除率一直保持在75%以上，当水力负荷提高至1.5 m/d时，仅经过8 d适应期后COD去除率便恢复至85%以上。从启动速度来看，C3的挂膜周期仅为40 d，比C1、C2分别缩短了12，3 d。从运行效果来看，稳定运行期间，C3对富营养化湖水中COD平均去除率为93.9%，比C1、C2分别高出19.6，7.2百分点。由此可见，采用天然河砂、沸石砂、海绵铁混合填料的C3反应器在获得较高有机物去除率的同时，具有更高的抗负荷冲击能力和更快的启动速度。
稳定运行期间各系统对氮素污染物的去除情况如图3所示。
—进水； —C1出水； 
—C2出水； 
—C3出水； 
去除率； 
TN去除率。
图3 3种反应器对
的去除情况
Fig.3 The removal of and TN by 3 reactors
由图3a—c可知：在相同的进水条件下，C1—C3的出水
分别为0.3～2.7，0.1～1.1，0～1.1 mg/L，相应的平均去除率依次为49.9%、81.5%、90.3%。C2、C3对的去除效果远高于C1，这是由于C1采用的填料仅为天然河砂，填料类型较为单一，而C2、C3的填料中添加了不同粒径的沸石砂或海绵铁，对的吸附能力更强[15]，同时适宜的颗粒级配为系统提供了更好的截污性能[16]，有利于形成稳定的生物膜，因而的去除率更高。
由图3b—c可知：C1—C3的出水ρ(TN)分别为1.4～7.1，1.2～5.8，0.3～2.0 mg/L，相应的TN平均去除率分别为28%、34.1%、83.3%。结合的去除情况来看，C1对
的去除率均处于较低水平，可见该系统的脱氮性能较差，水体中的氮素污染物并未得到有效转化。C2虽然有着较高的去除率，但TN去除率却较低，分析认为，CRI系统对氮素污染物的去除主要包括好氧硝化和缺/厌氧反硝化2个过程，由于本研究采用下向流进水方式，有机物在系统的上段即被大量消耗，进入下段的污水C/N通常较低[17]，达不到反硝化对有机碳源的需求，被氧化为
后无法被进一步还原为N2，导致出水TN浓度依然较高。C3对
TN均具有较高的去除率，这与填料中海绵铁的添加密切相关。海绵铁内部疏松多孔，比表面积大，对脱氮过程的影响归结为以下3个方面：1)海绵铁可迅速消耗水中残余的DO，使CRI系统的下段具备更好的缺/厌氧条件，为反硝化提供良好的环境[18]；2)海绵铁腐蚀后可缓慢溶出Fe2+，适量的Fe2+可刺激反硝化菌的生长，提高反硝化效率[19]；3)海绵铁腐蚀过程可不断释放出H2，为氢自养反硝化提供条件，进而大幅减少了脱氮过程对有机碳源的依赖[20]。因此，C3的脱氮性能远优于其他2种填料类型的CRI系统。
图4为稳定运行期间各系统对TP的去除情况。
—进水； —C1出水； —C2出水； —C3出水； 
TP去除率。
图4 3种反应器对TP的去除情况
Fig.4 The removal of TP by the three reactors
由图4可知：同等进水条件下，3组反应器出水TP浓度顺序为C1>C2>C3，其中，C3对TP的去除效果最佳，平均去除率为76.9%，比C1、C2分别高出53.3，32.4百分点。污水中磷在CRI系统内的去除主要依靠填料吸附、生物除磷和化学沉淀等途径[21]。沸石砂对磷的吸附效果优于天然河砂[22]，因而C2对TP的去除效果优于C1。C3中不仅含有沸石砂，同时还添加了一定比例的海绵铁，其释放的Fe2+可促进除磷菌的生长繁殖，增强生物除磷效果，同时Fe2+及其进一步的氧化产物Fe3+或水化物，可与
结合并沉淀下来，从而大大降低污水中磷含量[23-24]，提高了TP的去除效果。
Chl-a常用于表征水体中藻类的生物量，是衡量水体富营养化程度的重要指标[25]。各CRI系统稳定运行期间对Chl-a的去除情况如图5所示。
—进水； —C1出水； —C2出水； —C3出水； Chl-a去除率。
图5 3种反应器对叶绿素a的去除情况
Fig.5 The removal of Chl-a by the three reactors
由图5可知：进水中ρ(Chl-a)平均值为86 μg/L，C1—C3出水中ρ(Chl-a)的平均值分别为18.2，7.9，1.9 μg/L，尽管进水Chl-a的含量波动较大，C3均保持较好的去除效果，对Chl-a平均去除率达到97.8%，分别比C1、C2提高了19.2，7.1百分点。C3之所以对藻类的去除效果较好，原因如下：1)C3内丰富的填料类型和颗粒级配提高了对藻类的截留与吸附效率[16]；2)C3对N、P等植物营养元素的高效去除限制了藻类的生长繁殖[26]；3)填料结构不利于阳光透射而抑制光合作用效率，进而使藻类增殖速率大幅下降[27]。
1)采用CRI系统处理富营养化水体时，天然河砂+沸石砂+海绵铁混合填料型CRI系统的处理效果最佳，其次是天然河砂+沸石砂混合填料型CRI系统，而天然河砂填料型CRI系统的处理效果最差。
2)天然河砂+沸石砂+海绵铁混合填料型CRI系统比其他2类CRI系统具有更好的
叶绿素a去除效率，同时具有更高的抗负荷冲击能力和更快的挂膜启动速度。
3)沸石砂、海绵铁的添加为CRI系统提供了更加丰富的粒径级配、更加充裕的吸附空间，同时更有利于生物脱氮、化学除磷等过程的进行，为实现更优的处理效果创造了良好条件。
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Abstract: Taking eutrophic lake water as the treatment object, the operation efficiency of constructed rapid infiltration system with fillers including natural river sand filling (C1), natural river sand+zeolite sand mixed filling (C2), natural river sand+zeolite sand+sponge iron mixed filling (C3) was investigated. The results showed that the filler type had great influence on the treatment efficiency of the constructed rapid infiltration system. The film-forming period of C3 was 40 days, which was 12 and 3 days shorter than that of C1 and C2, respectively. The average removal efficiencies of COD, 
TN, TP and chlorophyll-a by C3 during stable operation period were 93.9%, 90.3%, 83.3%, 76.9%, 97.8%, respectively, which were 19.6%, 40.4%, 55.3%, 53.3%, 19.2% higher than that by C1, and 7.2%, 8.8%, 49.2%, 32.4%, 7.1% higher than that by C2, respectively. The constructed rapid infiltration system C3 had good feasibility to treat eutrophic water for its faster start-up speed, stronger resistance to load shocks and higher treatment effeciency.