王劉煜,李 冬*,曾輝平,張 杰,2

生物濾池同步凈化低溫高鐵錳氨氮地下水

王劉煜1,李 冬1*,曾輝平1,張 杰1,2

(1.北京工業(yè)大學(xué)水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程北京市重點(diǎn)試驗(yàn)室,北京 100124；2.哈爾濱工業(yè)大學(xué)城市水資源與水環(huán)境國家重點(diǎn)試驗(yàn)室,黑龍江 哈爾濱 150090)

為實(shí)現(xiàn)低溫(5~6℃)高鐵錳氨氮［TFe:9~15mg/L,Fe2+:6~12mg/L,Mn2+:0.8~1.2mg/L,NH3-N:0.9~1.4mg/L］地下水的生物同步凈化,以水廠實(shí)地濾柱進(jìn)行實(shí)驗(yàn).結(jié)果表明,在該種水質(zhì)下,以1.0,3.0m/h濾速啟動(dòng)生物濾柱,分別歷經(jīng)128,91d啟動(dòng)成功.鐵和氨氮自啟動(dòng)之初出水即合格,錳的去除仍然是濾池成熟的決定性因素.溶解氧(DO)充足條件下,凈化所需濾層厚度隨氨氮濃度的升高而加厚,氨氮極限去除濃度為1.60mg/L.進(jìn)水DO不足是限制氨氮繼續(xù)提升的主要因素.濾速越大,錳的去除量越少,凈化所需濾層越厚,濾柱極限運(yùn)行濾速為8.0m/h.沿程分析發(fā)現(xiàn),鐵和錳的氧化去除存在顯著分級(jí),鐵和氨氮在濾層內(nèi)可同步氧化去除,錳的高效氧化去除區(qū)間相對(duì)滯后.

低溫；高鐵錳氨氮；地下水；同步凈化；溶解氧；濾層厚度

目前,很多國家和地區(qū)的地下水中均存在不同程度的鐵錳污染[1].鐵錳過量會(huì)危害人體健康[2].生物除鐵除錳工藝因運(yùn)行成本低、操作簡單、可以同步去除鐵錳等優(yōu)勢(shì)[3],在國內(nèi)外工程中得到廣泛應(yīng)用[4-5],但處理的原水水溫多在12℃以上[6-7],關(guān)于我國東北高寒地區(qū)低溫地下水的生物除鐵除錳研究鮮有報(bào)道.溫度會(huì)顯著影響生物酶的催化氧化速率和基質(zhì)傳遞到細(xì)胞的速率,溫度越低,錳氧化菌(MnOB)除錳活性越差[8].課題組前期研究[9]采用“一級(jí)曝氣+一級(jí)過濾”工藝,經(jīng)120d自然掛膜,成功實(shí)現(xiàn)了低溫高鐵錳(T:5~6℃,TFe:10~14mg/L,Fe2+: 8~ 10mg/L,Mn2+:0.8~1.2mg/L)地下水的同步凈化去除,但是近年來,受高濃度氨氮污染的地下水及土壤通過滲流、雨淋等作用補(bǔ)給地下水,造成地表水氨氮濃度不斷升高[10],由于鐵錳氨的氧化去除是以DO(溶解氧)為電子受體的氧化還原過程,氨氮的升高勢(shì)必會(huì)大量消耗水體中的DO,而影響錳的去除效果.所以對(duì)于哈爾濱(水溫7~9℃)、佳木斯(水溫5~6℃)等地的低溫高鐵錳氨氮地下水而言,濾池的快速啟動(dòng)及鐵錳氨的同步高效去除是需要解決的難題.本實(shí)驗(yàn)立足于以上背景,在佳木斯某水廠搭建中試試驗(yàn)裝置,探究了該水質(zhì)(:5~6℃,TFe:9~15mg/L,Fe2+:6~ 12mg/L,NH3-N:0.9~1.4mg/L,Mn2+:0.8~1.2mg/L)條件下濾池的快速啟動(dòng)和凈化規(guī)律,并優(yōu)化濾層厚度和運(yùn)行濾速,以期為低溫高鐵錳氨氮復(fù)合污染地下水的生物凈化和實(shí)際生產(chǎn)提供技術(shù)支持.

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)裝置

實(shí)驗(yàn)裝置如圖1所示,以有機(jī)玻璃濾柱模擬生產(chǎn)濾池,直徑200mm,高3000mm,裝填雙層濾料,裝填總高度1500mm,上層為無煙煤濾料,厚度300mm,級(jí)配1.0~1.2mm;下層為錳砂濾料,厚度1200mm,級(jí)配0.6~1.2mm;承托層采用鵝卵石,級(jí)配1.8~20mm,厚度300mm;另設(shè)有取樣口和取砂口.

圖1 實(shí)驗(yàn)裝置示意

1.2 實(shí)驗(yàn)水質(zhì)

實(shí)驗(yàn)前期進(jìn)水采用水廠跌水曝氣后原水:TFe 9~15mg/L,Fe2+6~12mg/L,NH3-N 0.9~1.4mg/L,Mn2+0.8~1.2mg/L,根據(jù)實(shí)驗(yàn)?zāi)康呐c方法,實(shí)驗(yàn)后期用蠕動(dòng)泵添加適量硫酸銨配置成反應(yīng)器進(jìn)水,NH3-N: 1.4~2.3mg/L,pH:6~7,水溫:5~6℃DO:9.10~9.30mg/L.實(shí)驗(yàn)水質(zhì)屬于罕見的低溫高鐵錳氨氮地下水.

1.3 實(shí)驗(yàn)方法

兩根濾柱R1、R2分別以1.0,3.0m/h的濾速啟動(dòng),根據(jù)出水水質(zhì)提高濾速,每次提升1.0m/h,當(dāng)濾速下降至無法調(diào)節(jié)時(shí)進(jìn)行反沖洗,濾速達(dá)到水廠運(yùn)行濾速6.0m/h,出水水質(zhì)合格并穩(wěn)定超過7d,即視為生物濾柱啟動(dòng)成功[11].后續(xù)進(jìn)行提速培養(yǎng)和濃度提升,期間適當(dāng)調(diào)整反沖洗強(qiáng)度和時(shí)間.實(shí)驗(yàn)進(jìn)程中,通過沿程分析,明晰鐵錳氨的去除區(qū)位,對(duì)培養(yǎng)方式和濾層厚度進(jìn)行優(yōu)化.

1.4 分析項(xiàng)目及方法

按照《生活飲用水標(biāo)準(zhǔn)檢驗(yàn)方法》(GB5750- 2006)規(guī)定[12],分別采用鄰菲羅啉分光光度法、過硫酸銨分光光度法、納氏試劑分光光度法、N-(1-奈基)-乙二胺光度法、紫外分光光度法檢測(cè)鐵、錳、氨氮、亞硝酸鹽氮、硝酸鹽氮濃度. DO、pH值(溫度)、的測(cè)定使用便攜式測(cè)定儀(Qxi 315i-WTW).為了確保數(shù)據(jù)的準(zhǔn)確性,反沖洗4h以后進(jìn)行取樣,每次測(cè)量設(shè)置3組平行實(shí)驗(yàn).空床接觸時(shí)間(EBCT)和進(jìn)水錳負(fù)荷分別用式(1)、式(2)計(jì)算;錳的氧化動(dòng)力學(xué)方程如式(3)所示:

(1)

L=′(2)

式中:為EBCT,min;為濾料裝填高度,m;此處為定值1.5;為濾柱的運(yùn)行濾速,m/h;L為進(jìn)水錳負(fù)荷,單位為g/(m2?h);為錳進(jìn)水質(zhì)量濃度,mg/L;0為錳氧化動(dòng)力學(xué)系數(shù).

2 結(jié)果與討論

2.1 生物濾柱的快速啟動(dòng)

如圖2所示, Fe2+的去除不存在啟動(dòng)期,自第1d起R1、R2的出水鐵均達(dá)標(biāo),但R2出水Fe2+濃度初始幾天里稍高于R1,分析認(rèn)為濾料剛裝填入濾柱,濾層結(jié)構(gòu)尚不穩(wěn)定,對(duì)污染物的截留性能稍差,R2的濾速較大,所以表現(xiàn)的更加明顯.但在整個(gè)啟動(dòng)期均遠(yuǎn)低于國家飲用水標(biāo)準(zhǔn)限值,似乎并未受到低溫環(huán)境和啟動(dòng)濾速的影響,驗(yàn)證了鐵主要通過化學(xué)氧化作用去除[13].

濾料對(duì)NH3-N具有較好的吸附作用,初始一段時(shí)間里R1、R2對(duì)氨氮去除效果良好, 氨氮主要依靠物理吸附去除,但濾料的吸附位點(diǎn)有限[14],濾料的吸附能力逐漸趨于飽和,由于R2的進(jìn)水氨氮負(fù)荷遠(yuǎn)高于R1,所以R2更早的達(dá)到吸附飽和,而此時(shí)生物硝化去除NH3-N的進(jìn)程尚未培養(yǎng)成熟,所以出水NH3-N逐漸升高,出水水質(zhì)持續(xù)惡化,且受進(jìn)水水質(zhì)影響而波動(dòng)較大.此后,隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長,生物的硝化作用逐漸增強(qiáng),代替物理吸附成為NH3-N主要去除途徑.R2的濾速高于R1,反沖洗周期短于R1,較為頻繁的反沖洗不利于硝化菌的生長繁殖,所以R2的生物硝化成熟過程稍長于R1.每次濾速提升后的幾天里出水波動(dòng), NH3-N質(zhì)量濃度升高,這可能是因?yàn)闉V速增大,水流剪切力增大,濾料表面的部分硝化細(xì)菌脫落,又由于濾速增大,氨氮負(fù)荷增大,生物量不足所致,亦有可能是因?yàn)闉V速增大, EBCT縮短,硝化反應(yīng)時(shí)間縮短所致,但是當(dāng)培養(yǎng)一段時(shí)間后,氨氮的去除效果又恢復(fù)至之前水平,說明跟硝化反應(yīng)時(shí)間縮短無關(guān),主要受濾速提升, NH3-N負(fù)荷增大,生物量不足影響.另外,R1出水波動(dòng)大于R2,分析認(rèn)為R2啟動(dòng)濾速較大,濾柱在高濾速下運(yùn)行一段時(shí)間后,老化的硝化細(xì)菌脫落,耐濾速?zèng)_擊強(qiáng)的硝化細(xì)菌得到馴化富集,生物量達(dá)到新的平衡,高氨氮負(fù)荷條件下,中下部濾層成熟,濾料表面披覆的生物量增加,受水流剪切力影響相對(duì)較小,抗濾速?zèng)_擊能力優(yōu)于R1,所以能更快適應(yīng)濾速的提升.

濾料對(duì)錳同樣具有吸附作用,自啟動(dòng)之初R1、R2出水錳便降至痕量,濾柱對(duì)錳的去除率高達(dá)100%,濾料對(duì)錳的吸附去除表現(xiàn)良好.但是分別自24d、16d起,R1、R2出水錳開始超標(biāo),并且隨著濾料對(duì)錳的吸附能力逐漸趨于飽和,出水水質(zhì)持續(xù)惡化,出水錳濃度逐漸升高,但在此過程中濾料表面的MnOB逐漸生長繁殖和富集,生物固錳除錳逐漸發(fā)揮效能,R1、R2分別自39,34d起出水錳濃度反轉(zhuǎn)降低,并逐漸降至國家飲用水衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)限值以下.實(shí)驗(yàn)后期,每次濾速提升出水水質(zhì)雖略有波動(dòng),但R1、R2出水錳連續(xù)49d、23d均合格,抗沖擊負(fù)荷能力較強(qiáng),MnOB進(jìn)入第二活性增長期[15].

為進(jìn)一步明晰培養(yǎng)過程中R1、R2生物濾層的成熟情況及啟動(dòng)時(shí)間的差異,對(duì)二者的除錳、除氨氮耗氧量進(jìn)行核算.在生物濾層中,鐵錳氨的氧化去除都是在pH值約為6~7的中性條件下進(jìn)行的,DO消耗量可根據(jù)氧化還原反應(yīng)中的電子得失計(jì)算得到,除鐵理論耗氧量為Fe=0.143[Fe2+][16].由圖2可知,R1、R2分別自24d、16d起,出水Mn2+開始超標(biāo), NH3-N質(zhì)量濃度也逐漸升高,因此認(rèn)為24d、16d之前濾料吸附容量

未達(dá)到飽和,假設(shè)24d、16d之前Fe2+在2個(gè)濾柱中全部通過化學(xué)接觸氧化去除,Mn2+和NH3-N全部由物理吸附去除,即Mn2+和NH3-N耗氧量為0,分別對(duì)24d、16d之前2個(gè)濾柱的實(shí)際DO消耗量取平均值平均,作為水中Mn2+和NH3-N外的鐵和其他還原物質(zhì)實(shí)際消耗的DO量,則錳和氨氮實(shí)際耗氧量為=[O2]實(shí)際-平均,其中[O2]實(shí)際為濾柱DO總的消耗量.

所得除錳、除氨氮耗氧量如圖3所示,前期兩個(gè)濾柱的除錳、除氨氮耗氧量與假設(shè)的0基本符合,只存在微小偏差,分析是由于每天的進(jìn)水Fe2+波動(dòng)較大,導(dǎo)致耗氧量取平均值之后,求出的氨氮和錳耗氧量出現(xiàn)負(fù)值和不為零的情況,但初期的趨勢(shì)仍與之前的假設(shè)一致,佐證了前期氨氮和錳主要依靠濾料的物理吸附作用去除.隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長,兩個(gè)濾柱的除錳、除氨氮耗氧量明顯提高,生物硝化和生物固錳除錳作用逐漸加強(qiáng),生物濾層漸漸趨于成熟.但注意到R2的除錳除氨氮耗氧量增長速率高于R1,亦更早的到達(dá)峰值并趨于穩(wěn)定,分析是由于R2的啟動(dòng)濾速較大,較大的濾速將更多的DO及錳和氨氮帶向了濾層深處,為MnOB和硝化細(xì)菌的生長繁殖提供了充足的基質(zhì),加速了中下部濾層的成熟.

上述實(shí)驗(yàn)表明,以達(dá)到水廠的設(shè)計(jì)濾速6m/h,并在該濾速下出水鐵、錳和氨氮濃度連續(xù)達(dá)標(biāo)7d為啟動(dòng)成功標(biāo)準(zhǔn),通過對(duì)運(yùn)行參數(shù)的調(diào)控,模擬生物濾柱R1、R2分別歷時(shí)128d、91d,在水溫5~6℃的高鐵錳氨氮地下水質(zhì)下實(shí)現(xiàn)了生物凈化鐵錳氨工藝的快速啟動(dòng),R2相對(duì)R1啟動(dòng)濾速較大,啟動(dòng)時(shí)間縮短了1個(gè)月左右,相比蘭西鎮(zhèn)水廠, Fe2+含量為10~ 14mg/L, Mn2+含量為0.65~1.1mg/L,水溫9℃左右,培養(yǎng)期縮短了5個(gè)月,課題組之前實(shí)驗(yàn)的鞍山、撫順、長春地區(qū)的地下水溫度在10℃以上, Fe2+含量僅為5~7mg/L, Mn2+含量為0.4~0.5mg/L,生物濾層的成熟期也在0.5~3個(gè)月之間[1].說明本實(shí)驗(yàn)的調(diào)控措施不僅在低溫條件下成功實(shí)現(xiàn)了鐵錳氧化細(xì)菌和硝化細(xì)菌的富集,在5~6℃的水溫且高鐵錳氨氮更為惡劣的條件下,啟動(dòng)工藝所用時(shí)間更短.

圖3 DO消耗量

2.2 生物濾柱極限氨氮濃度與極限濾速探究

如2.1節(jié)所述,模擬生物濾柱實(shí)現(xiàn)了低溫高鐵錳氨氮地下水的快速啟動(dòng),對(duì)鐵錳氨凈化效果良好.為了增加實(shí)驗(yàn)的普適性且進(jìn)一步開發(fā)工藝的凈水效能,對(duì)工藝的極限氨氮濃度與極限濾速進(jìn)行了探究.如圖4所示,在逐級(jí)提高氨氮濃度和濾速過程中,出水鐵濃度未出現(xiàn)波動(dòng),濾柱對(duì)鐵的氧化去除表現(xiàn)良好.說明鐵的接觸氧化速率很快,受氨氮濃度和濾速變化影響較小,在該水質(zhì)條件下,鐵不是運(yùn)行濾速和氨氮濃度提升的限值因素.

自133d起,實(shí)驗(yàn)進(jìn)水恢復(fù)為水廠曝氣后原水,如圖5所示,氨氮的去除效果良好,但出水錳依然超標(biāo),此時(shí)出水DO尚有富余,可見除錳惡化與DO無關(guān),但經(jīng)過一周左右的培養(yǎng)至143d,出水錳濃度下降至0.1mg/L以下.有研究認(rèn)為,可能在高氨氮的負(fù)荷條件下,較大的濾速攜帶了大量的氨氮至濾層內(nèi)錳的氧化去除區(qū)間,MnOB的活性受到抑制[18-20],而這一現(xiàn)象具有滯后性和積累效應(yīng)[21],所以當(dāng)氨氮負(fù)荷降低后,抑制作用并不會(huì)立刻解除,但經(jīng)過一段時(shí)間的運(yùn)行培養(yǎng),抑制作用逐漸弱化,錳的去除效果恢復(fù)至較好水平.提升濾速至7.5m/h,出水連續(xù)一周合格,繼續(xù)提升至9.0m/h,出水錳超標(biāo)近2倍,在此工況下,連續(xù)培養(yǎng)了20d,出水錳濃度依然維持較高水平,調(diào)低濾速至8.0m/h,出水錳濃度再次達(dá)標(biāo),但已經(jīng)接近0.1mg/L,至此認(rèn)為,在該水質(zhì)條件下,生物濾柱達(dá)到極限濾速8.0m/h.

圖4 濾速提升過程中進(jìn)出水鐵濃度變化

整個(gè)提速培養(yǎng)過程,DO充足,出水錳超標(biāo)與DO無關(guān).不同濾速和EBCT條件下,濾柱穩(wěn)定運(yùn)行階段,錳的平均去除量如表1所示,由于錳的去除遵循零級(jí)反應(yīng)[22-23],錳的去除與進(jìn)水錳濃度無關(guān),出水錳濃度是時(shí)間的減函數(shù),如式(3)所示.即錳的去除僅與EBCT有關(guān).在6.0,7.5m/h條件下,雖然EBCT縮短,但錳的平均去除量卻極為接近,似乎違背了錳的去除所遵循的零級(jí)反應(yīng)規(guī)律.分析是由于式(3)用來表征錳在濾柱沿層都有去除即穿透濾層時(shí)才適用的,而此時(shí)錳尚未穿透濾層,濾層內(nèi)MnOB含量豐富,濾柱的除錳性能良好,能完成錳的凈化去除,出水錳合格.當(dāng)濾速提升至9.0m/h后,此時(shí)錳穿透了濾層,錳的去除量下降,出水錳超標(biāo).降低濾速至8.0m/h,錳的平均去除量升高,但小于6.0和7.5m/h濾速下錳的平均去除量,出水錳濃度也趨近于達(dá)標(biāo)線,此時(shí)濾柱已經(jīng)達(dá)到極限濾速.綜上,濾速增大,錳穿透濾層出水錳超標(biāo)是限制濾速繼續(xù)提升的主要因素.

表1 不同濾速和EBCT條件下錳去除量

本實(shí)驗(yàn)表明,在水溫5~6℃,總鐵9~15mg/L,錳0.8~1.2mg/L水質(zhì)條件下,以水廠設(shè)計(jì)濾速6m/h運(yùn)行模擬生物濾柱,氨氮的極限凈化濃度為1.60mg/L,進(jìn)水DO濃度是濾柱凈化氨氮極限濃度多少的決定性因素;通入水廠原水,維持進(jìn)水氨氮在0.9~1.4mg/L,逐級(jí)提升濾速,受濾速增大,錳穿透濾層所限,濾柱所能達(dá)到的極限濾速為8.0m/h.

2.3 鐵錳氨氧化活性去除區(qū)位分析

2.3.1 質(zhì)量濃度對(duì)鐵錳氨氧化活性去除區(qū)位影響 鐵、錳、氨氮各自發(fā)生氧化還原的電位值不同,分別為鐵<200mV、200mV<氨氮<400mV、錳>400mV[24],因此鐵優(yōu)先在濾層中去除,且化學(xué)接觸氧化速率較快,如圖6所示,在濾柱的0~20cm段高效去除,在40cm處降至痕量,受氨氮濃度變化影響較小.氨氮的生物硝化反應(yīng)過程和鐵的化學(xué)接觸氧化過程兩者是相互獨(dú)立的,濾層上部DO充足,氧分壓較高,氨氮也在0~40cm段高效氧化去除.錳的氧化還原電位值較高,且高濃度的亞鐵離子對(duì)錳具有還原作用[25],二者的高效氧化去除區(qū)間存在顯著分級(jí),在鐵的高效去除段錳幾乎沒有去除,自40cm起,錳的去除速率才逐漸加快.圖6中,隨著氨氮濃度的升高,濾柱上部DO消耗量增加,濾層中下部氧分壓降低,錳的氧化去除速率下降,濾柱出水達(dá)標(biāo)深度也逐漸下移,所需濾層越厚.但當(dāng)進(jìn)水氨氮提高至較高水平,濾柱凈化鐵錳、氨氮需氧量大于進(jìn)水DO時(shí),低溫高鐵錳氨氮地下水的生物同步凈化與濾柱內(nèi)生物量無關(guān),即與濾層厚度無關(guān).在實(shí)際生產(chǎn)中,針對(duì)此類水質(zhì),建議采用噴淋等強(qiáng)曝氣措施,盡可能的提升進(jìn)水DO,且DO越高,氨氮和錳的去除越徹底,濾池的整體抗沖擊負(fù)荷能力越強(qiáng),運(yùn)行也更加穩(wěn)定.

圖6 不同水質(zhì)鐵錳氨沿程去除情況

2.3.2 濾速對(duì)鐵錳氨氧化活性去除區(qū)位影響 鐵的去除遵循化學(xué)氧化動(dòng)力學(xué)規(guī)律,即氧化接觸時(shí)間越長,鐵的去除量越高,所以當(dāng)EBCT由15min縮短為10min時(shí),去除鐵所需要的濾層厚度由20cm增加至60cm.濾速增大,生物對(duì)氨氮和DO的網(wǎng)捕利用率下降,氨氮去除速率下降,但進(jìn)水DO充足,濾層中以鐵、錳氧化菌為優(yōu)勢(shì)菌群的多種微生物群系構(gòu)成的生態(tài)系統(tǒng)是一個(gè)不斷趨于更加成熟與穩(wěn)定的動(dòng)態(tài)平衡的生態(tài)系統(tǒng)[18],濾柱的抗濾速負(fù)荷沖擊能力較好,氨氮達(dá)標(biāo)所需濾層厚度稍有增加.圖7中,隨著濾速的提升,在濾層的20,40cm處出現(xiàn)了錳濃度大于進(jìn)水濃度的錳“溶出”現(xiàn)象,由2.3.1知, Fe2+對(duì)錳具有還原作用,錳的去除只能發(fā)生在Fe2+充分氧化之后,濾速提升,鐵的氧化去除區(qū)間向?yàn)V層深處延伸,壓縮了錳的高效氧化去除區(qū)間,高效去除起始位置向?yàn)V層深處位移了近40cm,直至濾層80cm處才開始大量去除,至8.0m/h時(shí),直至承托層方才達(dá)標(biāo),此時(shí),錳是濾速提升的限制條件,與2.2節(jié)研究一致.由圖知,濾速越大,EBCT越小,錳的去除量越少,驗(yàn)證了錳的去除遵循零級(jí)反應(yīng)規(guī)律,所以,在實(shí)際生產(chǎn)中,為了實(shí)現(xiàn)出水錳達(dá)標(biāo),可以通過增加濾層厚度,增大EBCT來實(shí)現(xiàn).

圖7 不同濾速鐵錳氨氮沿程去除情況

3 結(jié)論

3.1 以1和3m/h濾速啟動(dòng)生物濾池均可實(shí)現(xiàn)低溫高鐵錳氨氮地下水的同池凈化,分別經(jīng)128,91d啟動(dòng)成功,后者的啟動(dòng)時(shí)間縮短了1月左右.錳的去除是濾池成熟的決定性因素.

3.2 在6m/h濾速工況下,氨氮的極限去除濃度受進(jìn)水DO影響較大,為1.60mg/L,面對(duì)高濃度氨氮地下水,可以通過噴淋等強(qiáng)曝氣措施來解決.DO充足條件下,濾速增大,錳的去除所需濾層厚度加厚,受錳穿透濾層所限,濾柱極限濾速為8.0m/h,實(shí)際生產(chǎn)中,適當(dāng)增加濾層厚度可以提高錳的去除率.

3.3 鐵錳氨的去除存在顯著分級(jí).DO充足條件下,鐵和氨氮在濾層上部相互獨(dú)立且同步去除.錳的高效去除帶相對(duì)滯后,只有在亞鐵去除至一定濃度時(shí)才開始大量去除.因此,實(shí)際生產(chǎn)中應(yīng)盡量避免濾速突然的大幅提升.

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Simultaneous purification of high-iron,manganese and ammonia nitrogen from low temperature groundwater in biological filter.

WANG Liu-yu1, LI Dong1*, ZENG Hui-ping1, ZHANG Jie1,2

(1.Key Laboratory of Beijing Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, BeijingUniversity of Technology, Beijing 100124, China；2.State Key Laboratory of Urban Water Resource andEnvironment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China)., 2019,39(8)：3300~3307

A pilot-scale bio-filter was constructed for the removal of high concentrations of iron (TFe: 9~15mg/L, Fe2+: 6~12mg/L), manganese (Mn2+: 0.8~1.2mg/L), and ammonia nitrogen (NH3-N: 0.9~1.4mg/L) simultaneously from low temperature (5~6℃) groundwater.Pilot-scale bio-filter were started separately by using the 1.0m/h and 3.0m/h were started successfully after 128d and 91d, respectively. Iron and ammonia nitrogen were removed at the beginning of the bio-filter start-up, Mn removal remains a decisive factor in filter maturity.The required thickness of the bio-filter required for purification increased as the concentration of ammonia nitrogen increased when dissolved oxygen (DO) was sufficient.The maximum removal of ammonia nitrogen was about 1.60mg/L.DO deficiency was the main factor limiting the further increase of ammonia nitrogen.For higher filtration rates, the removal of manganese was less, and the thicker the filter layer required for purification.The maximum filtration rate of the single bio-filter was 8.0m/h. Analysis along the way,there were significant removal classification between Fe and Mn during the oxidation-removal process, iron and ammonia nitrogen in the filter layer can be oxidized and removed simultaneously,manganese is oxidized and removed after the iron and ammonia nitrogen.

lowtemperature；high iron manganese and ammonia nitrogen；groundwater；simultaneous purification；dissolved oxygen；thickness of filter layer

X523

A

1000-6923(2019)08-3300-08

王劉煜(1995-),男,河南周口人,北京工業(yè)大學(xué)碩士研究生,主要研究方向?yàn)樗h(huán)境恢復(fù)理論及關(guān)鍵技術(shù).發(fā)表論文1篇.

2019-01-17

國家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(51678006)

* 責(zé)任作者, 教授, lidong2006@bjut.edu.cn