低温高铁锰氨氮地下水两级生物净化工艺

针对"一级曝气+一级过滤"生物净化工艺处理低温(5~7.8℃)、高氨氮(ρ(NH_3-N)3.0 mg/L)、高铁锰(ρ(总Fe)12 mg/L,ρ(Fe~(2+))8.0 mg/L,ρ(Mn~(2+))3.0 mg/L)地下水出水锰和氨氮超标问题,开展两级曝气+两级过滤"净化工艺启动和铁锰氨氧化活性去除区位研究.两级生物净化工艺经133 d驯化培养启动成功,锰是影响启动周期长短的主要因素.启动成功后,氨氮去除负荷可达29.66 g/(m~2·h),锰去除负荷可达27.08 g/(m~2·h),产水量是单级净化工艺的2倍.铁锰氨氧化活性去除区位表明,铁在一级滤柱0~50 cm滤层内去除至痕量;55.23%的氨氮在一级滤柱中去除,主要集中在滤层0~135 cm段,44.10%的氨氮在二级滤柱中去除,主要集中在滤层0~50 cm段.锰和氨氮在氧化去除过程中存在显著分级,ρ(NH_3-N)2.25 mg/L时,会显著抑制锰氧化菌(MnOB)活性.锰在各级滤柱中的去除率和去除区位受进水氨氮质量浓度及滤速影响较大,滤柱启动成功后,仅有5.53%的锰在一级滤柱中去除,89.34%的锰在二级滤柱中去除.     

氨氮与亚硝酸盐对含铁锰地下水生物净化影响

为明确氨氮与亚硝酸盐氮对生物除铁锰性能及锰氧化细菌(MnOB)的影响,采用具有成熟除铁锰能力的中试生物滤柱与SBR反应器进行实验．结果表明：氨氮与亚硝酸盐均不影响滤柱除铁效果;进水亚硝酸盐氮质量浓度为0.1,0.2,0.3和0.7 mg／L时,滤柱除锰效果不受影响,SBR实验结果进一步表明亚硝酸盐能促进MnOB氧化锰能力;氨氮的存在可抑制MnOB氧化锰能力,但对成熟滤柱,进水氨氮质量浓度为1.2,2.2 mg／L时,这种抑制作用不能恶化除锰效果,直至氨氮质量浓度提高至4.5 mg／L时,出水锰质量浓度开始超标．对于生物滤池的启动,可首先接种硝化细菌至硝化过程建立之后,再接种MnOB以减弱氨氮对其的不利影响．     

原位生成铁基吸附剂的滤柱除砷工艺性能

为研究不添加氧化剂时,滤柱原位生成的铁基吸附剂净化低浓度As(Ⅲ)污染地下水的可行性及长期运行效果,分别从滤柱除砷最佳铁砷比(质量比)、滤速对滤柱除砷效果影响、砷沿程去除规律及机理等方面,系统分析滤柱除砷工艺性能.结果表明:滤柱R1、R2分别在进水As(Ⅲ)质量浓度为50、100μg/L,滤速为5 m/h条件下运行,筛选出的最佳铁盐质量浓度为1.2、2 mg/L,对应最佳铁砷比约为20∶1.以进水As(Ⅲ)质量浓度为50~70μg/L、总Fe质量浓度约为2 mg/L的滤柱R3为研究对象,发现滤速提升过程中As去除条带不断下移,主要集中在上部60 cm滤层,而Fe去除条带并没有发生明显变化,Fe在20 cm和20~80 cm滤层内去除质量浓度均约为1 mg/L;滤速由3 m/h提升至10 m/h过程中,滤柱反冲洗周期出现小幅度缩短但基本维持在72 h以内,滤柱稳定运行的极限滤速为10 m/h.铁盐自催化氧化过程可能生成了利于As(Ⅲ)氧化的中间产物,滤料表面及滤料间形成的r-FeOOH、Fe(OH)_3为砷的吸附去除提供充分吸附位点.     

氨氮和天然有机物对滤柱铁锰净化性能的影响

为探究氨氮和天然有机物对滤柱铁锰净化性能和所需滤层厚度的影响,针对受铁锰氨天然有机污染(TFe 4.7～5.4 mg/L,Mn(Ⅱ) 1.1～1.3 mg/L,NH⁺₄-N 1.4～1.8 mg/L,COD_Mn 5.9～7.4 mg/L)的地下水,采用模拟生物滤柱在水温14～17℃的条件下进行各污染物同层净化试验。试验所用滤柱为除铁锰成熟生物滤柱,利用循环接种和自然挂膜的方法历时79 d完成氨氮和天然有机物同层净化工艺的启动。结果表明,氨氮的存在会使得滤柱Mn(Ⅱ)去除区间下移,对滤柱的铁锰去除能力无显著影响。在溶解氧(DO)充足的条件下,Fe(Ⅱ)、Mn(Ⅱ)和氨氮三者可同时被氧化去除。天然有机物的存在可造成滤层铁锰净化能力下降,高效铁锰去除区间显著下移,净化铁锰所需滤层厚度增加,对氨氮的去除有一定的促进作用。适当的反冲洗不会对成熟滤层的净化性能造成影响。     

填料对接触氧化滤柱去除地下水中铁锰的研究

研究了以河砂和锰砂为填料时，接触氧化滤柱对铁锰的去除效果以及反冲洗对去除效果的影响. 结果表明，在滤速为8.3m/h、进水pH值为6.8、溶解氧为1.7mg/L的条件下，河砂填料和锰砂填料滤柱对铁的去除效果分别需要9d和2d即可稳定，出水铁浓度均在0.3mg/L以下；河砂填料和锰砂填料滤柱对锰的去除效果分别需要48d和16d方可稳定，出水锰浓度均在0.1mg/L以下. 反冲洗之后，河砂滤柱对铁和锰的去除能力需要40min和80min才能完全恢复；锰砂滤柱对铁、锰的去除能力需要20min和40min才能完全恢复. 扫描电境对滤膜形态分析表明，成熟的除铁锰滤膜表面呈絮状，反冲洗之后滤料表面仍然附着有絮状滤膜，该絮状滤膜是反冲洗后除铁锰效果能够快速恢复的基础. 实际工程中可以采取价格便宜的河砂取代锰砂，由此可以节省填料投资的90%.     

低温高铁锰氨地下水净化工艺中氨氮去除途径

为探究氨氮的去除途径,在某除铁锰氨地下水水厂,用中试模拟滤柱开展了低温(5~6 ℃)高铁锰氨[Fe(Ⅱ) 9.2~15.1 mg/L,Mn(Ⅱ) 0.6~1.4 mg/L,NH+₄-N 0.9~2.0 mg/L]净化工艺运行试验.结果表明:滤柱在启动初期就表现出对氨氮良好的去除效果,通过沿程分析及成熟滤料和反冲洗泥的吸附试验可知,当进水氨氮质量浓度约为1.1 mg/L时,氨氮主要经滤层上部的铁锰氧化物吸附去除,而经生物作用去除的比例很小.为进一步探究滤柱对氨氮的生物作用和吸附作用,梯度调节进水氨氮质量浓度,随着进水氨氮质量浓度的升高,经生物作用去除的氨氮增加.在此进水铁锰质量浓度条件下,在滤层最上部20 cm范围内通过铁锰氧化物吸附去除的氨氮约为1 mg/L.     

高铁锰氨氮地下水锰极限质量浓度研究

为研究生物除铁除锰滤柱对高铁锰氨氮地下水中锰的极限质量浓度,采用培养成熟并稳定运行一段时间的滤柱,逐步提高其进水锰的质量浓度,考察锰的极限质量浓度．结果表明:在进水总铁、氨氮质量浓度分别为5～10、0.9～1.3 mg／L,水温为8 ℃,滤速为6 m／h的实验条件下,当进水溶解氧约8.5 mg／L时,锰的极限质量浓度为7.5 mg／L;溶解氧大于10 mg／L时,锰极限质量浓度为10.5 mg／L;锰质量浓度升高对铁和氨氮的去除没有影响．沿程分析发现：沿滤层向下,相同厚度滤料除锰量逐渐减少;锰质量浓度升高过程中,氨氮的沿程去除没有变化．锰的极限质量浓度受溶解氧限制,溶解氧越高,极限质量浓度越高．     

高铁锰氨氮地下水生物净化滤池的快速启动

为了缩短生物除锰工艺处理高铁高锰高氨氮地下水的启动时间,采用变动回流比、固定回流比、不回流3种启动方式,分别启动3根相同的生物除锰滤柱,考察出水回流对启动时间的影响.实验结果表明,采用3种启动方式3根滤柱出水中的总铁、锰、氨氮分别在51、61、82 d降到了0.3、0.05、0.2 mg/L以下,由此证明回流是加速生物除锰工艺快速启动的有效方式.进一步分析发现,铁主要在滤层的0～0.4 m处去除,锰的去除最初是锰砂吸附,当氨氮降到一定程度后,生物除锰效果迅速提高.回流能够有效缩短高铁锰氨氮地下水的启动时间.     

活性氧化铝过滤去除微量磷试验

通过试验研究了活性氧化铝过滤去除饮用水中微量磷和浊度的性能及出水生物稳定性.当进水ρ(TP)为35～45μg/L,浊度为3～6 NTU,测定活性氧化铝不同粒径、L/d_(10)值、pH值和滤速下的除磷、除浊性能,结果表明,当活性氧化铝粒径、L/d_(10)值和pH值过小或过大及滤速较大时,过滤性能均会降低,过滤效率指数也相对较大.当活性氧化铝粒径在0.71～1.25 mm、L/d_(10)=1 200、pH=6、滤速较小时,过滤效率指数最小,除磷除浊效果最优.在优化条件下,滤后出水ρ(TP)在16 h之内低于10μg/L,能达到生物稳定.     

生物滤池净化低温高铁锰地下水实验研究

为研究生物净化低温(5~6℃)高铁锰地下水,采用水厂实地滤柱进行试验.结果表明:通过接种成熟滤料、采用变反冲洗强度和反冲洗上清液回流的方式实现了低温生物除铁锰工艺的快速启动,滤柱达到设计滤速6 m/h,启动时间仅为2个月.滤柱稳定运行的理想运行参数为:滤速4~7 m/h、反冲洗周期24~36 h、反冲洗强度10~12 L/(s·m~2)、反冲洗时间4~5 min.沿程分析发现,铁主要在滤层的0~400 mm处去除,锰主要在400~900 mm去除,除锰带出现先下移再上移的现象,5.0~6.0 m/h滤速的最佳滤层厚度为1 200~1 300 mm.     

复合钛盐混凝剂的制备及其除砷效果的研究

采用简单的水解方法制备了一种新型复合钛铁混凝剂,用于去除饮用水中的砷。考察了pH值、混凝剂投加量、砷初始浓度、水力条件和共存离子等因素对砷去除效果的影响。结果表明,在pH=7,原水砷浓度为0.150mg/L,2#混凝剂投加量为10mg/L时,可使滤后水中砷浓度为8.44μg/L(10μg/L);混凝剂加入量为10mg/L,对较高浓度的As(Ⅲ)仍具有很高的去除率,可使含砷量为0.500mg/L的原水去除率达到89.81%。水力条件对除砷效果的影响不大;混凝除砷的适宜pH为6～8;碳酸根(HCO3-)和磷酸根(H2PO42-)等共存离子对砷的去除有一定的抑制作用。     

铁铝复配型混凝剂去除地下水高As(Ⅴ)试验

为建立完整的高砷地下水处理流程,在生物氧化滤柱实现了As(Ⅲ)至As(Ⅴ)的高效氧化后,进行了复配型混凝剂对As(Ⅴ)去除的最优条件筛选试验.在原水As(Ⅴ)的质量浓度为2.0mg/L的条件下,铁铝复配混凝剂对As(Ⅴ)的去除性能较铁盐、铝盐等单一混凝剂投加量减少50%以上,且复配混凝剂强化了其对砷的吸附、沉淀性能及对絮体的沉淀及网捕卷扫功能,对于出水痕量砷,铝盐对于去除效果的提升作用更为明显,2种混凝剂交叉效应显著;采用5.0 mg/L三氯化铁和3.0~4.0 mg/L聚合硫酸铝2种混凝剂复合投加,除砷效果最好,出水As(Ⅴ)质量浓度稳定小于10.0000μg/L;对复配型混凝剂最优条件的研究表明,在pH为6.00~7.00、浊度大于30.0NTU或小于10.0 NTU时,复配混凝剂除砷效果最高,能稳定达到国家饮用水卫生标准(小于10μg/L).     

高浊高铁锰矿井水回用处理实验研究

针对高浊高铁锰矿井水的水质特性,分别采用普通石英砂、普通锰砂以及经过KMnO4溶液改性后的石英砂和锰砂等滤料进行除浊、除铁和除锰的过滤实验研究．结果表明,以上几种滤料具有良好的除浊效果,去除率达99％以上;且均能有效除铁,对铁的去除率在93％以上．经5％KMnO4改性后的锰砂滤料（滤速为6～8m／h）具有较好的去除铁和锰的效果,出水铁和锰浓度都在0．1mg／L以下,能够满足回用水的水质要求,且滤池启动快、除锰效果持续时间长．     

填料对接触氧化滤柱去除地下水中铁锰的研究

研究了以河砂和锰砂为填料时，接触氧化滤柱对铁锰的去除效果以及反冲洗对去除效果的影响．结果表明，在滤速为8、3m／h、进水pH值为6．8、溶解氧为1．7mg／L的条件下，河砂填料和锰砂填料滤柱对铁的去除效果分别需要9d和2d即可稳定，出水铁浓度均在0．3mg／L以下；河砂填料和锰砂填料滤柱对锰的去除效果分别需要48d和16d方可稳定，出水锰浓度均在0．1mg／L以下．反冲洗之后，河砂滤柱对铁和锰的去除能力需要40min和80min才能完全恢复：锰砂滤柱对铁、锰的去除能力需要20min和40min才能完全恢复．扫描电境对滤膜形态分析表明，成熟的除铁锰滤膜表面呈絮状，反冲洗之后滤料表面仍然附着有絮状滤膜，该絮状滤膜是反冲洗后除铁锰效果能够快速恢复的基础．实际工程中可以采取价格便宜的河砂取代锰砂，由此可以节省填料投资的90％．     

空气氧化除Fe~(2+)机理与生物除Fe~(2+)除Mn~(2+)工艺技术研究(Ⅱ)

在生物固Mn2+除Mn2+理论的指导下,通过滤柱装置试验,探求生物滤层中Fe2+、Mn2+的氧化动态.得出Mn2+的氧化虽然迟后于Fe2+的氧化,但Fe2+、Mn2+的氧化带并无明显界限.Fe2+虽然在无菌滤层中就可以完全氧化,但在生物滤层中Fe2+参与了除Mn2+菌的代谢,在维系生物滤层的稳定上是不可缺少的. Fe2+、Mn2+可以在同一滤层中得以去除.由此开发了一级过滤除Fe2+除Mn2+的简缩工艺流程和一系列配套的工艺技术,并应用于大型除Fe2+除Mn2+水厂的设计与运行.投产2a来,出水ρ(Mn2+)小于0.05mg/L,总铁为痕量,均优于国家饮用水标准,达到了预期目的.     

除铁除锰生物滤层内铁的氧化去除机制探讨

通过实验室的模拟滤拄实验说明了弱曝气条件下,空气接触氧化除铁的极限浓度为22~23mg/L.成熟生物滤层内铁、锰氧化细菌的营养需求研究表明:滤层内生存的铁、锰氧化细菌属贫营养细菌,对铁的营养需求极低,但对锰的需求量很大.因此,可以推断,成熟生物滤层内,极少部分铁发生的是生物氧化而大部分铁仍是通过化学氧化而去除的.     

高矿化度高铁锰矿井水回用处理工艺研究

为实现矿井水资源化，解决高矿化度高铁锰矿井水回用处理，分析了该类矿井水的水质特征和处理工艺，采用混凝沉淀烧杯搅拌试验和过滤柱模型试验，研究了混凝荆投加量和曝气对混凝沉淀除铁除锰效果的影响，以及滤料、滤速、过滤周期、反冲洗强度等对过滤出水水质的影响．结果表明：矿井水具有井下溶氧的特点，不需专门设曝气装置；聚合氯化铝（PAC）最佳投药量（质量浓度）为60mg／L，混凝沉淀对铁的去除率在90％以上，而对锰的去除率在20％左右；经KMnO4溶液浸泡的锰砂过滤（滤速7～9m／h），除铁除锰效果优良，出水铁锰的质量浓度都在0．1mg／L以下，能够满足回用水的水质要求，而且启动快、适应能力强．     

地下水除锰的生物作用试验

目的 研究微生物在锰砂滤层去除地下水中所含的铁、锰过程中所起的作用。为生物法用于地下水除铁除锰的初期启动和生产运行提供依据．方法 试验分为两个阶段，第一阶段。在相同外界条件下，对经过人工接种的滤柱与自然成熟的滤柱进行去除率对比；第二阶段，对成熟滤料进行高温高压灭菌，将灭菌后的滤柱与同期运行的未灭菌滤柱进行去除率试验对比．结果 在运行10dN，两个滤柱的除锰效果出现明显差异，25dN，两个滤柱的除锰效果基本相同．经过灭菌的滤柱重新投入运行，仍然保持原有的除锰能力．结论 滤料的成熟期是一个相对的概念，采用生物接种的手段可以有效地缩短锰砂滤料的成熟期．微生物在除锰过程中起到的是促进作用而非决定性作用，包括物理吸附、化学氧化和催化的非生物因素不容忽视．     

铁改性锰矿对砷的吸附性能研究

研究了影响铁改性锰矿除砷效果的各种因素,并对改性前后锰矿的吸附等温线进行了研究。结果表明,铁改性的最佳浓度为20g/L。在改性锰矿投加量为0.100 0g、反应温度为20℃、反应时间为60min、pH为3.0的条件下,对质量浓度为200μg/L的含砷水样,改性锰矿对As(Ⅴ)的去除率高达98.34%,而对As(Ⅲ)的去除率只有85.11%。水中Ca2+、Fe3+有增强砷的去除效果的趋势;SiO23-、CO23-和HCO3-能明显降低其去除效果。正交实验表明,SiO23-对改性锰矿除砷效果的影响大于CO23-,反应温度和时间对其影响则较小。改性前后锰矿的吸附等温线表明,在反应温度为20℃、改性锰矿投加量为0.100 0g的条件下,改性锰矿对As(Ⅴ)和As(Ⅲ)的饱和吸附量分别为1.701 5mg/g和2.112 0mg/g,分别比改性前提高了96.77%、87.23%。     

金属盐改性活性炭吸附去除水中苯酚实验研究

金属盐改性活性炭在净水处理中具有广阔的应用前景.利用浸渍法制备了5种(Al3+,H+,Zn2+,Cu2+,Mn7+)改性活性炭,用过滤手段对改性活性炭吸附去除苯酚的性能进行了研究.结果表明,各种改性活性炭过滤去除苯酚性能的高低顺序为:Al3+>H+>Zn2+>CK>Cu2+>Mn7+;活性炭滤柱对苯酚原水具有较强的耐冲击性能,在较低滤速下,铝盐改性活性炭滤柱对中低质量浓度苯酚水的净化能力达99%以上,出水质量浓度低于1 mg/L,整体上优于盐酸活化炭滤柱.在净水深度处理中,铝盐可作为活性炭改性的主要方向之一.