低溫高鐵錳氨氮地下水兩級生物凈化快速啟動(dòng)

王劉煜,李 冬*,曾輝平,張 杰,2

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低溫高鐵錳氨氮地下水兩級生物凈化快速啟動(dòng)

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)

為了實(shí)現(xiàn)東北地區(qū)低溫(5~6℃)高鐵、錳、氨氮(TFe:9~15mg/L,Fe2+:6~12mg/L,NH3-N:1.4~2.0mg/L,Mn2+:1.4~2.0mg/L)地下水的凈化及解決同層凈化中運(yùn)行穩(wěn)定性差、出水錳超標(biāo)的問題,在水廠凈化車間開展“兩級曝氣+兩級過濾”工藝啟動(dòng)研究,采用差濾速和同濾速2種啟動(dòng)方式分別啟動(dòng)兩級生物凈化工藝.結(jié)果表明,2種啟動(dòng)方式分別在106,59d啟動(dòng)成功.同濾速啟動(dòng)可以有效的縮短兩級生物凈化的啟動(dòng)時(shí)間,鐵、錳、氨氮去除負(fù)荷可達(dá)110.69,18.80,19.54g/(m2?h),沿程分析發(fā)現(xiàn),鐵在一級濾柱的60cm處即被去除至痕量;85.08%的氨氮在一級濾柱中去除,沿程各段去除均勻,14.92%的氨氮在二級濾柱中去除;錳的去除率和氧化活性去除區(qū)位受濾速及進(jìn)水氨氮濃度影響較大,33.72%的錳在一級濾柱中去除,66.28%的錳在二級濾柱中去除,錳的去除仍然是濾池成熟的決定性因素.

高鐵錳氨氮；啟動(dòng)；同濾速；差濾速

含鐵含錳地下水在我國東北地區(qū)廣泛分布[1],除鐵除錳生物濾池可以實(shí)現(xiàn)鐵錳的凈化去除.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,造成地下水氨氮濃度不斷升高[2-3].氨氮的升高,勢必會大量消耗水中的溶解氧,使供需矛盾加劇.另外高濃度的氨氮凈化過程中會出現(xiàn)亞硝酸鹽氮積累[4],抑制錳氧化菌(MnOB)活性.當(dāng)前,國內(nèi)外關(guān)于生物凈化鐵錳氨復(fù)合污染的地下水的溫度多在12℃以上,而我國東北很多地區(qū)水溫普遍低于8℃,環(huán)境溫度越低,菌群生物活性越差[5],鐵錳氨生物凈化技術(shù)面臨的挑戰(zhàn)也越大.為尋求鐵錳氨的良好凈化工藝,蔡言安等[6-7]開展了低溫高鐵錳氨氮(T:3~4℃,Fe2+: 3.04mg/L,Mn2+:0.52mg/L, NH3-N:1.11mg/L)的同層凈化研究,但啟動(dòng)耗時(shí)240d之久,運(yùn)行濾速較低,濾柱的運(yùn)行穩(wěn)定性不強(qiáng),并且發(fā)現(xiàn)溶解氧是其中的關(guān)鍵控制因素.為解決單級凈化工藝的問題,李冬等[8]采用“兩級曝氣+兩級過濾”工藝,低濾速下馴化培養(yǎng),適當(dāng)調(diào)整運(yùn)行參數(shù),完成了低溫(5~7.8℃)、高氨氮(NH3-N>3.0mg/L)、高鐵錳(Fe>12mg/L,Fe2+> 8.0mg/L,Mn2+>3.0mg/L)地下水的良好凈化,解決了溶解氧不足的問題,運(yùn)行也更加穩(wěn)定,但依然耗時(shí)133d才啟動(dòng)成功.

作者在試運(yùn)行濾柱期間發(fā)現(xiàn),初始一段時(shí)間里,出水氨氮和錳被去除至痕量.上層濾料具有很強(qiáng)的吸附氨氮和錳的能力[9],絕大部分錳和氨氮都能在上層通過吸附去除,出水鐵錳氨均達(dá)標(biāo).依靠初期濾料的吸附能力,以一個(gè)較大的濾速啟動(dòng),雖然反沖洗頻率稍有增加,但較大的濾速將更多的溶解氧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),或許可以加速濾柱的成熟,縮短啟動(dòng)時(shí)間.鑒于此,采用差濾速和同濾速2種方式啟動(dòng)兩級生物凈化工藝,通過對比2種啟動(dòng)方式啟動(dòng)兩級生物濾柱的時(shí)間長短、對鐵錳氨的凈化效果,分析鐵錳氨的去除區(qū)位,以期為低溫高鐵錳氨氮復(fù)合污染的地下水的生物凈化和實(shí)際生產(chǎn)提供技術(shù)支持.

1 材料方法

1.1 試驗(yàn)裝置

在水廠的凈化車間搭建中試試驗(yàn)裝置,開展鐵錳氨兩級生物凈化試驗(yàn)研究.反應(yīng)器由4根生物濾柱1#、2#、3#、4#組成,1#、2#濾柱串聯(lián)用于開展兩級生物凈化工藝的差濾速啟動(dòng),如圖1所示,內(nèi)徑均為150mm,高為3000mm,濾料采用水廠生產(chǎn)濾池的無煙煤濾料,級配1.0~1.2mm.濾層厚度一級濾柱1500mm,二級濾柱1600mm.承托層均采用鵝卵石,級配 1.2~20mm,厚度400mm.3#、4#濾柱串聯(lián)用于開展兩級生物凈化工藝的同濾速啟動(dòng),3#濾柱除內(nèi)徑為200mm, 其余與1#、2#濾柱均相同,4#濾柱與1#、2#濾柱完全相同.

圖1 反應(yīng)器示意

1.2 試驗(yàn)水質(zhì)

濾柱培養(yǎng)初期,2組生物濾柱進(jìn)水均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,pH值:6~7,水溫:5~6 ℃;試驗(yàn)后期,通過蠕動(dòng)泵向水廠曝氣后的原水中添加硫酸銨[(NH4)2SO4]和硫酸錳(MnSO4)逐步提升錳和氨氮濃度,試驗(yàn)水質(zhì)屬于典型的低溫高鐵錳氨氮地下水.

1.3 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)[10]規(guī)定,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鐵、錳、氨氮、亞硝酸鹽氮、硝酸鹽氮濃度.溶解氧(DO)、pH值、(溫度)的測定使用便攜式測定儀(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,每次測量設(shè)置三組平行實(shí)驗(yàn).鐵錳氨的去除率和去除負(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:

L=(進(jìn)-出)′(2)

[Mn2+]=[Mn2+]0-0(3)

式中:E為鐵錳氨的去除率,%;L為鐵錳氨的去除負(fù)荷,g/(m2?h);進(jìn)、出分別為鐵錳氨的進(jìn)水和出水質(zhì)量濃度,mg/L;為濾柱的運(yùn)行濾速,m/h;0為錳氧化動(dòng)力學(xué)系數(shù);為空床接觸時(shí)間(empty bed contact time,EBCT),h.

2 結(jié)果與討論

2.1 濾柱培養(yǎng)期鐵、錳、氨氮的去除效果

2.1.1 濾柱培養(yǎng)期鐵的去除效果 如圖2所示:濾柱的進(jìn)水總鐵濃度波動(dòng)較大(9~19mg/L),但進(jìn)水亞鐵濃度占總鐵的比例一直穩(wěn)定在65%左右,而且為了便于計(jì)算溶解氧需求量,所以在此進(jìn)水濃度用亞鐵濃度表征.差濾速和同濾速啟動(dòng)的兩組生物濾柱對鐵都有良好的凈化效果,出水自第1d起就低于國家飲用水標(biāo)準(zhǔn)限值0.3mg/L[11],且一級濾柱的出水總鐵一直低于限值,即使在水質(zhì)波動(dòng)和濾速提升的時(shí)期,出水也一直達(dá)標(biāo),而且鐵在一級濾柱的去除就高達(dá)98%以上,經(jīng)二級濾柱鐵被去除至痕量.這說明鐵的去除不存在啟動(dòng)期,驗(yàn)證了鐵主要通過化學(xué)作用氧化去除[12-14],而且由于鐵、錳、氨氮各自發(fā)生氧化還原的電位值不同[15],分別為鐵<200mV、200mV<氨氮<400mV、錳>400mV,因此鐵優(yōu)先在濾層中去除,并且受到濾速、氨氮濃度、錳濃度變化的影響微乎其微.鐵的去除遵循化學(xué)氧化動(dòng)力學(xué)規(guī)律[16-18].

2.1.2 濾柱培養(yǎng)期氨氮的去除效果 如圖3所示:濾柱培養(yǎng)初期,兩組濾柱進(jìn)水均采用水廠跌水曝氣后原水,氨氮濃度0.8~1.3mg/L.1#濾柱和3#濾柱出水氨氮質(zhì)量濃度下降很快,自第1d起就表現(xiàn)出良好的去除效果,氨氮降到0.5mg/L以下,剩余的氨氮分別在二級生物濾柱2#濾柱和4#濾柱中完成深度去除,出水質(zhì)量濃度降至痕量.主要由于培養(yǎng)初期,濾料具有良好的吸附能力,此時(shí)氨氮的去除以吸附作用為主.隨著培養(yǎng)周期的延長,1#濾柱和3#濾柱出水氨氮質(zhì)量濃度較初期表現(xiàn)出升高的趨勢,但是3#濾柱明顯較1#濾柱更早的表現(xiàn)出這一趨勢,主要由于3#濾柱的啟動(dòng)濾速相對1#濾柱較大,單位時(shí)間內(nèi)單位面積吸附的氨氮更多,即吸附的氨氮負(fù)荷更大,吸附帶下移更深,濾料的吸附能力更快速的達(dá)到飽和的原因.但一級出水中剩余的氨氮在二級濾柱中能完成良好去除,出水氨氮質(zhì)量濃度遠(yuǎn)遠(yuǎn)低于國家飲用水標(biāo)準(zhǔn)限值0.5mg/L[11].

近年來很多地區(qū)地下水氨氮濃度逐年升高,為增加試驗(yàn)的普適性,1#濾柱和3#濾柱分別自第27d、第10d起,通過人工添加硫酸銨使進(jìn)水氨氮濃度維持在1.6mg/L左右,此后,1#濾柱濾速由4m/h逐漸提升至8m/h,2#濾柱濾速由2m/h逐漸提升至6m/h.二級濾柱出水氨氮始終達(dá)標(biāo).

兩級凈化工藝占地面積是單級凈化工藝的2倍,為了達(dá)到與單級凈化工藝相同的產(chǎn)能,兩級凈化工藝的有效濾速應(yīng)達(dá)到單級凈化工藝的2倍.為此對濾柱進(jìn)行了提速培養(yǎng),1#濾柱和3#濾柱出水氨氮均逐漸趨于穩(wěn)定,剩余的氨氮分別在2#濾柱和4#濾柱中完成去除.出水氨氮濃度遠(yuǎn)遠(yuǎn)低于國家飲用水標(biāo)準(zhǔn)限值[11].整個(gè)培養(yǎng)過程1#濾柱和3#濾柱出水氨氮質(zhì)量濃度均呈現(xiàn)較明顯的升高再降低并趨于穩(wěn)定的趨勢.對出水硝態(tài)氮檢測如圖4所示.

由于試驗(yàn)初期,氨氮通過濾料吸附去除,濾料對硝態(tài)氮也有一定的吸附[19],所以盡管氨氮去除效果良好,但一級濾柱和二級濾柱出水硝態(tài)氮質(zhì)量濃度均小于進(jìn)水質(zhì)量濃度.濾料的吸附能力有限,濾柱對氨氮凈化性能下降,導(dǎo)致一級濾柱出水氨氮升高,但一級濾柱內(nèi)已經(jīng)富集部分硝化細(xì)菌,所以硝酸鹽氮產(chǎn)量較初期有所提高.一級濾柱中氨氮濃度較高,溶解氧充足, EBCT較長,反應(yīng)時(shí)間相對充足,濾料對氨氮和DO的網(wǎng)捕利用能力較好,所以隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長,硝化菌富集量逐漸豐富,生物硝化作用增強(qiáng),硝態(tài)氮產(chǎn)量增加,氨氮的去除性能提高,出水氨氮質(zhì)量濃度下降,70%以上的氨氮在一級濾柱中完成去除,剩余的氨氮在二級濾柱中去除,出水降至痕量.培養(yǎng)后期發(fā)現(xiàn)一級濾柱對氨氮的去除率變化不大,維持在85%左右,而且一級濾柱和二級濾柱硝態(tài)氮產(chǎn)量也趨于穩(wěn)定,濾速對氨氮去除的影響并不像低濾速工況下那么明顯,好像跟之前的變化規(guī)律相悖,實(shí)則不然,根據(jù)張杰等[20]、Cai等[21]研究和實(shí)踐發(fā)現(xiàn),隨著濾池的培養(yǎng)成熟與連續(xù)運(yùn)行,濾層中以鐵、錳氧化菌為優(yōu)勢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)變化過程的生態(tài)系統(tǒng).所以隨著濾柱運(yùn)行時(shí)間的延長,濾柱中微生物群落已經(jīng)趨于成熟,即使濾速提升,氨氮在一級濾柱中的去除率也保持一個(gè)相對的穩(wěn)定水平.濾柱表現(xiàn)出更好的抗濾速負(fù)荷沖擊能力.另外濾柱的整個(gè)培養(yǎng)過程中氨氮的總?cè)コ适冀K維持在98.5%以上,也說明了濾柱對氨氮良好的去除性能以及抗濾速負(fù)荷沖擊能力.

2.1.3 濾層培養(yǎng)期錳的去除效果 如圖5所示,啟動(dòng)初期,采用2種方式啟動(dòng)的兩級生物濾柱對錳均有很好的凈化效果,但MnOB較少,錳主要依靠濾料的吸附作用去除,濾料的吸附能力逐漸趨于飽和,所以一級濾柱出水錳質(zhì)量濃度有所升高,單純的依靠一級濾柱并不能使出水錳達(dá)到國家飲用水衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn),一級出水中剩余的錳在二級濾柱中通過濾料吸附去除,出水錳濃度為0.差濾速和同濾速啟動(dòng)的兩級生物濾柱有效濾速分別于64,28d達(dá)到水廠設(shè)計(jì)運(yùn)行濾速6m/h.

65~106d、29~59d對2組濾柱進(jìn)行提速培養(yǎng),發(fā)現(xiàn)1#濾柱3#濾柱出水錳質(zhì)量濃度變化趨勢與之前分析的氨氮變化趨勢類似,但稍有不同的是,培養(yǎng)后期2個(gè)一級濾柱出水錳質(zhì)量濃度均程逐漸升高趨勢,一級濾柱對錳的去除率逐漸下降.分析認(rèn)為,由于錳在生物濾層中的去除遵循零級反應(yīng)規(guī)律[22-23],如式(1)所示,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).

不妨設(shè)1#濾柱濾層厚度為1,1#濾柱的濾速為1,當(dāng)濾速較低時(shí),隨著1的增大,1逐漸減小,1減小,當(dāng)進(jìn)水[Mn2+]0量一定時(shí),EBCT越短,Mn2+的去除量和去除率越小,但因?yàn)榇藭r(shí)錳在濾層的中上部完成去除且并未穿透濾層,而/1是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,隨著濾柱運(yùn)行時(shí)間的延長,濾層里的微生物系統(tǒng)是逐漸趨于動(dòng)態(tài)平衡的,當(dāng)1增大時(shí),除錳帶向下層移動(dòng),即也增大,所以1的比值變化較小,因此錳的去除率和去除量隨濾速的變化較小.但在高濾速(1310m/h)工況下,由于錳已經(jīng)穿透1#濾柱濾層,此時(shí)為定值即一級濾柱濾料厚度,1增大,1減小,接觸時(shí)間縮短,所以1#濾柱錳的去除率逐漸下降.而對于2#濾柱,由于啟動(dòng)初期濾速較低,水力停留時(shí)間長,較大的反沖洗周期和充足的DO為MnOB的生長繁殖提供了良好的條件[21],已經(jīng)富集了相當(dāng)數(shù)量的MnOB,能夠完成1#濾柱出水中剩余錳的良好去除,最終兩級濾柱對錳的去除率高達(dá)100%.高濾速工況下(238m/h),在濾速提升的初始幾天里出水錳效果最差,甚至有幾天出水錳超標(biāo),兩級濾柱對錳的總?cè)コ室灿兴陆?但總?cè)コ嗜匀桓哌_(dá)96.91%.隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長, MnOB富集量進(jìn)一步增多,對Mn2+的捕捉能力增強(qiáng),出水錳濃度降至痕量,且兩級濾柱對錳的總?cè)コ室驳靡蕴岣?達(dá)到99%以上.對于3#濾柱,啟動(dòng)初期錳的去除率出現(xiàn)較為明顯的下降,由68.45%降至48.67%,分析認(rèn)為濾層的吸附能力是逐漸趨于飽和的,面對濾速的突然提升,此時(shí)濾層中MnOB富集量還不豐富,所以對錳的去除率下降.但因?yàn)榍捌谙鄬^大的濾速,攜帶了部分溶解氧和錳至濾層中下部,已經(jīng)富集了部分錳氧化菌,所以近一半的錳能在3#濾柱中去除,剩余的錳在4#濾柱中去除.此后,隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長,3#濾柱濾層逐漸成熟,濾速提升至10m/h進(jìn)程中,對錳的去除率逐漸升高并趨于穩(wěn)定,隨后繼續(xù)提升濾速,錳穿透了濾層,3#濾柱對錳的去除率逐漸下降,出水中剩余的錳在4#濾柱中完成去除,出水錳質(zhì)量濃度降至痕量.

綜上,濾速增大,EBCT縮短,錳穿透濾層會導(dǎo)致一級濾柱對錳的去除率下降.整個(gè)實(shí)驗(yàn)過程中3#濾柱和4#濾柱EBCT始終相同,理論上2個(gè)濾柱錳的去除率應(yīng)相當(dāng),但試驗(yàn)后期錳卻主要在4#濾柱中去除,顯然3#濾柱錳去除率下降除EBCT減小外還有其他原因.實(shí)驗(yàn)期間3#濾柱、4#濾柱進(jìn)出水DO見圖6,整個(gè)啟動(dòng)培養(yǎng)期3#濾柱出水尚有富余,可見一級濾柱除錳率低于二級濾柱與DO無關(guān).另外3#濾柱進(jìn)水氨氮較為穩(wěn)定,質(zhì)量濃度始終小于2.0mg/L,3#濾柱除錳惡化并不是氨氮對MnOB的活性抑制引起的[24-26].相對于4#濾柱,3#濾柱進(jìn)水鐵和氨氮質(zhì)量濃度較高,所以是由進(jìn)水水質(zhì)不同導(dǎo)致的除錳惡化.高濃度的亞鐵離子對濾料中高價(jià)態(tài)的錳有還原作用[27-28],但鐵通過化學(xué)作用在濾層上部迅速去除,鐵濃度不同并不是主要影響因素,進(jìn)水氨氮質(zhì)量濃度不同才是根本原因.氨氮氧化過程中會產(chǎn)生亞硝酸鹽氮[29],其對MnOB有抑制作用[5],3#濾柱濾速不斷增大,硝化作用去除帶擴(kuò)大,亞硝酸鹽氮對MnOB的抑制區(qū)位變寬,一級濾柱除錳帶被逐漸擠壓至濾層中下部,導(dǎo)致除錳惡化.

至106d、59d,2#濾柱、4#濾柱濾速達(dá)到12m/h,對出水鐵錳氨進(jìn)行超過一周的檢測,出水均達(dá)標(biāo),單位面積產(chǎn)水效能與水廠設(shè)計(jì)運(yùn)行濾速相當(dāng),至此認(rèn)為兩級生物凈化工藝啟動(dòng)成功[30-31].生物濾柱對錳的凈化決定著啟動(dòng)周期的長短.此時(shí)兩組生物濾柱對鐵錳氨的去除負(fù)荷分別為122.22,21.76,21.07g/ (m2?h),和110.69,18.80,19.54g/(m2?h).

圖6 3#濾柱和4#濾柱培養(yǎng)期DO和氨氮濃度變化

2.2 氧化活性去除區(qū)位分析及濾層厚度和曝氣強(qiáng)度優(yōu)化

鐵主要通過化學(xué)作用氧化去除,不存在啟動(dòng)期,在一級濾柱的60cm處,鐵就已經(jīng)降至痕量,且受到濾速、氨氮濃度、錳濃度變化的影響微乎其微,不再作氧化活性去除區(qū)位分析.采用同濾速啟動(dòng),啟動(dòng)時(shí)間相對較短,濾速提升也更為迅速,錳和氨氮的氧化活性去除區(qū)位變化也更為明顯,以下以3#、4#柱為例,分析氨氮和錳的氧化活性去除區(qū)位并據(jù)此對兩級生物凈化工藝的濾池濾層厚度和曝氣強(qiáng)度進(jìn)行優(yōu)化.

2.2.1 氨氮氧化活性去除區(qū)位分析 從圖7中可以看出,20d時(shí),70.00%的氨氮在一級濾柱中去除,主要集中在濾層的上部40cm去除,對氨氮的去除貢獻(xiàn)率達(dá)到88.80%.而氨氮在濾層中下部,僅有微量去除,分析認(rèn)為上層濾料,氨氮和DO濃度較高,所以硝化細(xì)菌的附著、生長繁殖、富集由上層開始[32],生物硝化去除占據(jù)主導(dǎo)地位,而其他部位硝化菌很少,依靠濾料剩余的吸附作用,去除量較少.27d,發(fā)現(xiàn)20cm處氨氮濃度大于進(jìn)水濃度的情況,這是因?yàn)?濾料吸附的氨氮會隨時(shí)釋放出來.38d,隨著培養(yǎng)期的延長,生物濾柱逐漸成熟,一級濾柱對氨氮的去除率達(dá)到78.29%,主要集中在0~80cm處去除,50d,一級濾柱沿程各段對氨氮均有去除,且各段的去除也較為平均,分析認(rèn)為,此時(shí)濾柱內(nèi)部各處硝化細(xì)菌已經(jīng)相對成熟穩(wěn)定,各段的硝化細(xì)菌數(shù)量相當(dāng),進(jìn)水DO 充足,所以各處對氨氮的去除相對較平均.59d,沿程去除依舊表現(xiàn)出較好的線性關(guān)系,說明一級生物濾柱內(nèi)硝化細(xì)菌生長穩(wěn)定,受濾速影響較小,此時(shí)氨氮去除率86.13%,發(fā)現(xiàn)承托層對氨氮也有微量去除,說明承托層也附著生長了少量的硝化細(xì)菌.一級濾柱出水中剩余的氨氮集中在二級濾柱的0~40cm處去除,出水氨氮降至痕量.綜合整個(gè)啟動(dòng)期培養(yǎng)進(jìn)程,隨著濾速的增大,氨氮降解區(qū)位增大,氧化活性去除區(qū)位加寬,單位體積濾料對氨氮去除量相當(dāng),主要因?yàn)榘钡ㄟ^生物硝化作用去除,遵循零級酶促反應(yīng)動(dòng)力學(xué)規(guī)律[17].

2.2.2 錳氧化活性去除區(qū)位分析 如圖8所示,第20d時(shí),錳集中在濾層的20~100cm處去除,此時(shí)錳的去除是生物作用和濾料吸附共同作用的結(jié)果,但主要通過吸附去除,生物作用比較微弱.出水中剩余的錳集中在二級濾柱的0~40cm處去除.27d,一級濾柱出水錳質(zhì)量濃度驟升,分析認(rèn)為濾料的吸附能力逐漸接近飽和[33],而此時(shí)MnOB生物量較低,生物作用也不太顯著,所以濾柱受進(jìn)水錳質(zhì)量濃度影響較大,僅有45.14%的錳在一級濾柱中去除,剩余的錳集中在二級濾柱的20~80cm處去除,此時(shí)二級濾柱中錳的去除亦是濾料吸附作用的結(jié)果.38d,一級濾柱的除錳性能得以提高,錳的高效去除段集中在濾層40~140cm處,剩余的錳在二級濾柱的0~60cm處完成高效去除.50d,濾柱逐漸成熟,硝化作用增強(qiáng),尤其在濾層上部亞硝酸鹽氮對MnOB的抑制作用明顯,又由于濾速相對啟動(dòng)初期較大,EBCT縮短,所以一級濾柱對錳的去除率有所降低.59d,出現(xiàn)20cm處錳離子質(zhì)量濃度大于進(jìn)水錳離子質(zhì)量濃度的情況,這是高含量亞鐵離子對高價(jià)態(tài)錳的還原,以及濾料中吸附錳的釋放共同作用的結(jié)果[28,32].一級出水中剩余的錳在二級濾柱的0~80cm處完成高效去除,出水降至痕量.綜合整個(gè)啟動(dòng)期培養(yǎng)過程分析,濾速越大,兩級生物濾柱的錳去除帶越寬,即氧化活性區(qū)位越寬,所需濾層越厚.另外隨著濾速的增大,一級濾柱對錳的去除率降低,這是因?yàn)闉V速增大可以將更多的DO帶入濾層深處,但是由于EBCT減少、水流剪切力增大,致使MnOB對錳的氧化作用時(shí)間縮短,對DO和Mn2+的網(wǎng)捕、利用速率下降.

圖8 培養(yǎng)期3#濾柱和4#濾柱錳沿程變化

2.2.3 濾層厚度和曝氣強(qiáng)度優(yōu)化 采用同濾速方式啟動(dòng)兩級生物濾柱處理低溫高鐵錳氨氮地下水,適當(dāng)調(diào)整運(yùn)行參數(shù),經(jīng)59d啟動(dòng)成功,對鐵錳氨凈化去除效果良好.結(jié)合整個(gè)啟動(dòng)過程鐵錳氨氧化活性去除區(qū)位對濾層的裝填厚度和曝氣強(qiáng)度進(jìn)行優(yōu)化.

根據(jù)鐵錳氨氧化活性去除區(qū)位分析,鐵的去除遵循化學(xué)氧化動(dòng)力學(xué)規(guī)律,在一級濾柱0~60cm段快速去除至痕量.整個(gè)培養(yǎng)過程氨氮主要在一級濾柱中去除,濾柱沿程均有去除,并且啟動(dòng)成功后,濾柱各段對氨氮的去除量趨于一致,高效去除帶在0~ 120cm段,錳在一級濾柱中的氧化活性去除區(qū)位受濾速變化影響較大,受厚度影響較小,隨著濾速的提升,錳在一級濾柱中的去除比例逐漸降低,主要在20~120cm段去除,啟動(dòng)成功后受濾速增大,EBCT縮短,亞硝酸鹽氮抑制等因素影響,單位體積濾料對錳的去除量較初期大幅降低,主要在二級濾柱中去除.所以一級濾柱的裝填厚度根據(jù)進(jìn)水氨氮負(fù)荷設(shè)計(jì),建議裝填為120cm較為合理.由圖6知,DO在一級濾柱中被大量消耗,因此一級濾柱應(yīng)采用噴淋曝氣等強(qiáng)曝氣措施,使進(jìn)水DO維持在8.0mg/L以上,保證微生物對DO的網(wǎng)捕利用率處于較高水平.一級濾柱出水中剩余的氨氮在二級濾柱的0~20cm段高效去除,40cm處降至痕量.隨著濾速的增大,錳的氧化去除區(qū)位逐漸擴(kuò)大,啟動(dòng)成功后在80cm處出水錳降至0.1mg/L以下,在100cm處出水錳為痕量.整個(gè)啟動(dòng)培養(yǎng)過程,二級濾柱最大僅需100cm厚度濾料,但考慮到實(shí)際生產(chǎn)中水質(zhì)波動(dòng)以及水廠的遠(yuǎn)期規(guī)劃,濾層厚度稍大一點(diǎn)較好,建議裝填厚度為120cm.二級濾柱完成剩余的14.92%的氨氮和66.28%的錳的去除,理論需氧量為1.50mg/L,按照工程設(shè)計(jì)中1.5倍的設(shè)計(jì)系數(shù)[3,24],二級濾柱曝氣后DO需達(dá)到2.5mg/L,簡單的跌水曝氣即可滿足.考慮到遠(yuǎn)期地下水氨氮濃度進(jìn)一步升高,可以改為噴淋曝氣,提高進(jìn)水DO,保持DO富足,氨氮和錳的凈化去除更徹底,濾柱的整體抗負(fù)荷沖擊能力較好,運(yùn)行穩(wěn)定性能優(yōu)良.

3 結(jié)論

3.1 差濾速和同濾速啟動(dòng)“兩級曝氣+兩級過濾”工藝分別經(jīng)106,59d啟動(dòng)成功,錳的去除效果決定著啟動(dòng)時(shí)間的長短.同濾速啟動(dòng)可以大幅縮短低溫高鐵錳氨氮地下水的啟動(dòng)時(shí)間,啟動(dòng)成功后鐵、錳、氨氮去除負(fù)荷可達(dá)110.69,18.80,19.54g/(m2?h).

3.2 同濾速啟動(dòng)兩級生物凈化工藝成功后,鐵在一級濾柱的0~60cm段高效去除,且不存在啟動(dòng)期. 85.08%的氨氮在一級濾柱中去除,受濾速變化影響較小,且沿程各段去除較均勻,剩余的氨氮在二級濾柱中去除.33.72%的錳在一級濾柱中去除,66.28%的錳在二級濾柱中去除,錳的去除受濾速提升影響較大,濾速增大,亞硝酸鹽氮的抑制區(qū)位變寬,錳的高效去除帶逐漸下移,氧化活性去除區(qū)位變寬.

3.3 兩級生物凈化工藝實(shí)現(xiàn)了鐵、錳、氨氮的分級處理.一級濾柱濾料裝填厚度根據(jù)進(jìn)水氨氮負(fù)荷設(shè)計(jì)為120cm,建議采用噴淋曝氣維持較高的進(jìn)水DO.二級濾池濾料厚度可根據(jù)錳的去除效果適當(dāng)調(diào)整,建議控制在120cm較為合理,現(xiàn)階段簡單的跌水曝氣即可滿足需求,考慮到遠(yuǎn)期規(guī)劃和錳的去除效果,采用噴淋曝氣更佳.

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Rapid startup of two-stage bio-purification of low temperature groundwater containing high concentration of iron,manganese and ammonia nitrogen.

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

(1.Key Laboratory of Beijing Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China；2.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China)., 2019,39(6)：2361~2369

Poor operational stability and effluent manganese (Mn) concentration exceeding limitation were found during the same layer of purification process with the low-temperature (5~6℃) groundwater containing high ammonia nitrogen(NH3-N), iron (Fe) and Mn contents (TFe:9~15mg/L, Fe2+: 6~12mg/L, NH3-N: 1.4~2.0mg/L, Mn2+: 1.4~2.0mg/L). In order to achieve efficient purification, the start-up of “two-stage aeration combined with two-stage filtration” purification process was investigated in water plant purification workshop, and the two-stage bio-purification was started separately by using the differential filtration rate and the same filtration rate.Results showed that two startup methods were started successfully after 59 days and 106 days. The start-up with the same filter speed shortened the startup time effectively, and the efficiency of Fe、NH3-N and Mn were 110.69g/(m2?h), 18.80g/(m2?h) and 19.54g/(m2?h) respectively. Fe was removed to trace level at 60cm of the primary filter column;NH3-N was evenly removed by 85.08% in the primary filter column, with the remaining 14.92% removed from the secondary filter column;the efficiency and the oxidation-removal active sites of Mn were obviously affected by the filtration rate as well as the influent NH3-N concentration. Mn was removed by 33.72% and 66.28% in the primary filtration columnand and the secondary filtration column, respctively. Mn removal remains a decisive factor in filter maturity.

high iron manganese and ammonia nitrogen；start-up；the same filtration rate；the differential filtration rate

X703

A

1000-6923(2019)06-2361-09

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.

2018-11-03

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