生物除铁除锰滤池对砷(Ⅲ)的去除效果

采用人工配制的含有As(Ⅲ)30～200μg/L,Fe2+0.5～1.50mg/L,Mn2+0.6～2.0mg/L的原水,通过已经培养成熟的生物除铁除锰滤柱进行过滤实验,分别考察了3、4、5m/h滤速条件下砷的去除效果.结果表明:在原水中砷质量浓度低于200μg/L的情况下,生物除铁除锰滤池的铁锰去除能力基本不受砷的影响,并且砷的去除效果明显,去除率在95%以上.经过滤柱分层取水实验,发现砷的去除集中在0～660mm的滤层厚度.在反冲洗后,短时期内砷和铁有超标的现象.     

常温CANON反应器内微生物群落结构及生物多样性

为研究基于亚硝化的全程自养脱氮(CANON)工艺中微生物群落结构及种属特征,从常温条件下稳定运行的CANON反应器中采集生物膜样品,并基于聚合酶链式反应-变性梯度凝胶电泳(PCR-DGGE)技术,分别对总细菌、氨氧化细菌和厌氧氨氧化菌进行群落结构解析.结果表明:反应器中与亚硝化作用有关的功能菌为亚硝化单胞菌属(Nitrosomonas)和亚硝化螺菌属(Nitrosospira),与厌氧氨氧化作用有关的功能菌是Candidatus Brocadia属和CandidatusKuenenia属,未检测到亚硝酸盐氧化细菌,且系统内氨氧化细菌的生物多样性明显高于厌氧氨氧化菌.此外,反应器中还存在其他微生物,如Shewanella 、Pseudomonas 、lgnatzschineria、Dechloromonas以及属于Clostridia、α-Proteobacteria、Bacillales的uncultured bacteium等.     

常温下部分亚硝化的启动中试研究

在常温(16.4 ～25.5℃)、限氧(DO =0.20 ～0.80 mg/L)条件下,以A/O除磷工艺出水为原水,在中试规模的反应器中采用SBR及高低氨氮(平均值分别为303.9和82.4 mg/L)交替进水方式,经过24个周期的连续运行成功实现了短程硝化,氨氮氧化率超过50％,亚硝化率超过90％.高FA( 11.36 mg/L)、FNA(0.033 mg/L)及低DO(＜0.80 mg/L)的联合抑制是实现亚硝酸盐氧化茵(NOB)被淘汰的关键因子,而限时曝气策略是SBR短程硝化得以稳定维持的重要因素.在低氨氮、连续流下控制HRT为7～9h、反应器各格室的曝气量为2～5 L/min、DO为0.10～0.60 mg/L,可使氨氮氧化率维持在55％左右,亚硝化率在95％以上,出水NO-2 -N/NH+4 -N平均值为1.32,为后续厌氧氨氧化(ANAMMOX)反应器提供了适宜的进水水质.     

生物除铁除锰滤池中锰氧化菌的筛选及研究

通过模拟生物除铁除锰滤池中的营养环境,研制了用于培养除锰菌的自制培养基,对比该培养基与传统培养基的营养成分发现,自制培养基的碳源、氮源、微量元素和矿物质元素等均相对较低;分别从正在运行水厂滤池的20、60、80 cm深度处取锰砂滤料样品,将滤料样品在自制培养基上涂布并划线培养,分离得到了14株具有锰氧化能力的菌株。比对16S r DNA序列发现,这14株菌分别与Acidobacteria、Chryseobacterium、Holophagae、Nitrospirae、Planctomycetacia、Thermodesulfobacteria、Sphingobacterium等具有同源性。     

生物除铁除锰滤层的溶解氧需求及消耗规律研究

针对高铁、高锰地下水中含有氨氮的问题,进行了生物除铁除锰过程中溶解氧需求及消耗规律的研究.结果表明:弱跌水曝气难以适应含氮地下水的净化对溶解氧的需求,在原水氨氮为1.2 mg/L、铁为15 mg/L、锰为1.5 mg/L左右的条件下,控制溶解氧>7.5 mg/L时,生物滤层才能培养成熟,出水锰离子浓度才能达标;过滤过程中溶解氧主要消耗在上部的45 cm滤层之内,用于铁的去除以及氨氮的硝化,下部除锰生物滤层能否得到充足的溶解氧是决定除锰成败的关键.     

净化低温微污染含铁锰地下水的工艺运行调试

分别采用高锰酸钾氧化、高锰酸钾联合液氯氧化净化低温(3~4℃)、含CODMn、氨氮、铁、锰地下水,但投产以来出厂水锰浓度一直难以达标,鉴于此进行了在滤池配水槽投加液氯同步去除CODMn、铁、锰及氨氮的调试运行研究。A系列4#滤池的氯接触氧化除锰、直接氧化除铁及CODMn、折点加氯去除氨氮的研究结果表明,投氯量为12 mg/L可使滤池出水CODMn、铁、锰、氨氮浓度同时达标。根据该池调试结果,对水厂原有加氯管线进行改造并进行全厂的生产性调试,运行数日后,出厂水CODMn、铁、锰、氨氮浓度均达到《生活饮用水卫生标准》(GB 5749—2006)要求。     

亚硝化颗粒污泥的培养、强化方法及其特性

采用生活污水和SBR反应器,通过控制沉淀时间及在进水中投加氨氮,成功培养出了亚硝化颗粒污泥并实现了处理性能的强化。颗粒污泥平均粒径为0.77 mm,粒径0.6 mm的颗粒占到61.4%,亚硝化率稳定维持在95%以上,氨氮容积负荷达到0.94 kg/(m3·d)。控制沉淀时间是培养亚硝化颗粒污泥的有效手段,当沉淀时间10 min时亚硝化颗粒污泥难以形成,当沉淀时间为4 min左右时,亚硝化污泥的颗粒化速度较快。维持进水氨氮浓度在175 mg/L左右,可在短期(18 d)内显著增强亚硝化颗粒污泥的氨氧化性能,氨氮容积负荷是强化前的两倍。亚硝化污泥的颗粒化,不仅提高了污泥的沉降性能,而且增强了系统的抗冲击负荷能力,强化了亚硝化的稳定性。     

除铁除锰水厂反冲洗泥吸附除砷

除铁除锰水厂生物滤池反冲洗过程产生大量富含铁锰氧化物的污泥,直接排放会对环境造成污染,为此,采用XRD和TEM对预处理后的反冲洗泥进行表征,并通过静态吸附试验研究其吸附除砷特性和相关机制.结果表明:铁锰氧化物反冲洗泥为无定型结构,粒径小且比表面积大.Langmuir等温方程更符合铁锰氧化物反冲洗泥对As(Ⅴ)吸附特性(R~20.99),As(Ⅲ)吸附行为不能由单一模型模拟.25℃时As(Ⅲ)和As(Ⅴ)最大吸附容量分别为36.53和40.37 mg/g,温度越高吸附容量越大.准二级动力学能较好地反映铁锰氧化物反冲洗泥对As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的等温吸附动力学(R~20.99),随着pH升高对As(Ⅴ)的吸附量逐渐降低,As(Ⅲ)吸附量降低、升高再降低.H_2PO_4~-与SiO_3~(2-)能显著抑制砷的吸附,其他离子对吸附过程影响不大.     

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.     

亚硝化-反硝化除磷技术研究进展

氮磷引起的环境问题已引起世界关注,低成本减少水体氮磷污染是生物处理工艺面临的挑战。亚硝化-反硝化除磷工艺具有节约碳源和能源、节省空间及占地、提高水处理设备利用率、减少污泥产量等优势,但关于聚磷菌( PAOs)的认知缺乏深入了解,且目前尚未见氨氮亚硝化-反亚硝酸除磷整体工艺的稳定运行报道。关于PAOs的分类,不同研究者有不同见解,而短程反硝化除磷机理的研究结果主要是利用厌氧释磷储能,能量用以供给缺氧条件下利用亚硝酸盐为电子受体进行反硝化过量吸磷。短程反硝化除磷的脱氮除磷效果会受到温度、pH、碳源种类及ρ( C)/ρ( P)等诸多因素的影响,调节控制合理的反应条件有助于实现稳定高效的污废水处理效果。总结分析短程反硝化除磷的相关研究报道,对指导污废水生物脱氮除磷并克服其存在的不利因素很有必要。