生物濾池凈化含鐵錳高氨氮地下水試驗(yàn)研究

蔡言安,李 冬*,曾輝平,羅亞紅,張 杰,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)實(shí)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)

生物濾池凈化含鐵錳高氨氮地下水試驗(yàn)研究

蔡言安1,李 冬1*,曾輝平1,羅亞紅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)實(shí)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)

以中試有機(jī)玻璃濾柱反應(yīng)器進(jìn)行伴生高濃度氨氮含鐵錳地下水生物同步凈化試驗(yàn)研究,結(jié)果表明,進(jìn)水氨氮濃度高于2.0mg/L時,溶解氧濃度是限制錳與氨氮去除的主要原因.下向流底部曝氣過濾運(yùn)行(氣水逆向)可解決溶解氧不足的問題,但濾柱濾水能力有限;上向流底部曝氣過濾(氣水同向)同樣可以滿足鐵錳氨氮氧化需氧量,然而曝氣擾動作用削弱了濾池過濾截留能力造成鐵錳氧化物穿透濾層,致使濾層出水鐵錳濃度無法滿足標(biāo)準(zhǔn)要求,曝氣量越大,其濾池截留能力越弱.

除鐵除錳；曝氣生物濾；硝化作用；地下飲用水

鐵錳通常以可溶性還原價態(tài)存在于地下水中,作為飲用水地下水源,若不加處理,會給人們?nèi)粘Ｉ顜碇T多不便,例如,堵塞管道、衣物著色及水廠一些運(yùn)行問題等[1-2].

生物除鐵除錳技術(shù)以其獨(dú)特的高效、節(jié)能、無需投加化學(xué)藥劑等優(yōu)點(diǎn)引起人們的廣泛關(guān)注.在中國,生物除鐵除錳技術(shù)已廣泛應(yīng)用于工程實(shí)踐,2001年首座日處理能力12萬t生物除鐵除錳水廠在中國沈陽開發(fā)區(qū)成功投產(chǎn)運(yùn)行并取得了巨大的社會效益[3],之后建的蘭西縣水廠、沈陽渾南水廠同樣實(shí)現(xiàn)高效除鐵錳[4].通常地下水中有可能伴有其他復(fù)合污染物,例如氨氮,而對于伴生低濃度氨氮(濃度1.0mg/L左右)含鐵錳地下水采用單級生物濾池同樣取得了顯著去除效果,例如哈爾濱松北水廠.

隨著地表水受氨氮的污染趨勢日益加劇,在其滲流補(bǔ)給地下水過程中亦加劇了地下水的氨氮污染,造成地下水氨氮濃度不斷升高[5].例如,渭河沿線飲用水源管井中,鐵錳均有超標(biāo)且氨氮濃度最高達(dá)4.7mg/L[6],其水廠前期濾柱試驗(yàn)結(jié)果表明高錳酸鉀化學(xué)氧化法無法對氨氮進(jìn)行有效去除,而高錳酸鉀氧化+一級砂濾工藝對色度適應(yīng)性較差、過濾周期受出水色度影響一般維持在20h左右.因此,對于伴生較高濃度氨氮的含鐵錳地下水,若采用單級生物濾池能實(shí)現(xiàn)其同步去除,將會節(jié)省氧化劑投加量及后續(xù)除氨的投藥量.

因此,本文開展生物濾池同步去除鐵錳及高濃度氨氮試驗(yàn)研究, 評估重力流普快生物濾池鐵錳氨氮去除性能,為伴生高濃度氨氮含鐵錳地下飲用水生物凈化提供基礎(chǔ)依據(jù)及參考.

1 材料方法

1.1 檢測方法

按照 GB5750-2006[7]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、重氮偶合分光光度法檢測鐵、錳氨氮、亞硝酸鹽氮濃度.

圖1 反應(yīng)器裝置示意Fig.1 Experimental equipments of the reactor

1.2 試驗(yàn)裝置

中試試驗(yàn)裝置:以中試反應(yīng)裝置進(jìn)行生物同步去除鐵錳及高濃度氨氮試驗(yàn)研究.反應(yīng)器由有機(jī)玻璃濾柱制成、內(nèi)徑185mm,其裝置如圖1所示.濾層厚度1.3m、石英砂粒徑0.5～2.0mm;分級承托層高度30cm.濾柱運(yùn)行濾速約3.5～4m/h、反沖強(qiáng)度18L/(s·m2)、反沖歷時2.5～4min.

試驗(yàn)采用人工配水,在自來水中投加硫酸錳、硫酸亞鐵、硫酸銨模擬含鐵錳氨氮水質(zhì)鐵、錳及氨氮各自發(fā)生氧化反應(yīng)需氧量分別按以下方程式計算,若以鐵、錳、氨氮含量分別為1mg/L計,則其耗氧量分別為0.14mg/L、0.29mg/L、4.57mg/L.

2 結(jié)果與討論

2.1 生物濾柱去除鐵錳高氨氮

濾柱運(yùn)行過程中,其進(jìn)出水鐵、錳、氨氮、亞硝酸鹽濃度變化如圖2所示.

圖2 生物濾柱運(yùn)行過程中鐵、錳、氨氮、亞硝酸鹽濃度變化Fig.2 Variation of iron, manganese, ammonia and nitrite concentration during the period of operation of the biological filter

圖2中,開展鐵錳高濃度氨氮試驗(yàn)之前,濾柱首先采用下向流過濾方式穩(wěn)定運(yùn)行約30d.經(jīng)曝氣后進(jìn)水溶解氧濃度約為7.5～8.5mg/L.進(jìn)水鐵、錳與氨氮濃度分別按圖中最高值2.7,1.3,1.5mg/L計算,則需氧量為約7.6mg/L.由圖2可見,進(jìn)水溶氧滿足各污染物氧化去除的溶氧需求時,鐵、錳、氨氮均得到高效去除且出水亞硝酸鹽濃度檢測為痕量水平.進(jìn)水錳濃度逐漸提高至1.3mg/L水平時,出水錳濃度仍檢測為痕量(圖2b),濾柱表現(xiàn)出了高效的除錳性能,表明濾柱已培養(yǎng)成熟且具有穩(wěn)定的鐵錳低氨去除性能.

然而運(yùn)行至30d,圖2a中提高氨氮濃度至2.0～2.5mg/L,此時進(jìn)水鐵、錳與氨氮濃度分別按1.5,0.5,2.0mg/L計算,則理論需氧量約為9.5mg/L,高于進(jìn)水曝氣溶解氧濃度.運(yùn)行發(fā)現(xiàn),由于進(jìn)水溶解氧濃度的限制,出水溶氧濃度處于0.05mg/L以下水平,導(dǎo)致氨氮硝化效果惡化,盡管其出水濃度處于標(biāo)準(zhǔn)限值0.5mg/L左右,但濾柱出水中亞硝酸鹽氮積累卻高達(dá)1.0mg/L;圖2b中錳氧化細(xì)菌同樣受到抑制,進(jìn)水錳僅得到微量去除;而圖2c中鐵去除效果似乎未受影響,依然保持高效去除,出水總鐵濃度始終處于痕量水平.分析認(rèn)為,由于鐵、錳、氨氮各自發(fā)生氧化反應(yīng)所對應(yīng)氧化還原電位值不同,其中鐵＜200mV、200mV＜氨氮＜400mV、錳＞400mV[8-9],故而三者之間發(fā)生氧化反應(yīng)快慢(耗氧快慢)順序?yàn)?鐵＞氨氮＞錳,這就導(dǎo)致在可利用溶氧有限前提下,鐵仍可優(yōu)先高效去除,而氨氮則硝化不完全并伴隨著亞硝酸鹽的積累,而錳氧化細(xì)菌由于對溶氧競爭最弱故而僅有微量去除.需要注意的是,三者發(fā)生氧化反應(yīng)的快慢僅僅是相對而言,實(shí)際其氧化反應(yīng)是同時進(jìn)行的.

為解決溶氧不足的問題,于40d左右時反應(yīng)器采用底部曝氣、汽水逆向過濾,曝氣量0.3～0.6L/min.但僅數(shù)小時后便發(fā)現(xiàn)濾層無法濾水,考慮原因可能是由于濾料粒徑較小,曝氣氣泡擴(kuò)散于濾料空隙間增大了水流阻力,另隨著反應(yīng)器運(yùn)行濾層頂部所截留鐵氧化物進(jìn)一步增大了阻力,從而導(dǎo)致無法濾水.鑒于此,將過濾方式再次改為上向流、汽水同向.與此同時,由客觀原因?qū)е逻M(jìn)水中無添加鐵溶液.

由圖2a、2b可以看出,人工曝氣后,氨氮硝化效果迅速恢復(fù),出水氨氮及亞硝酸鹽均處于痕量水平,出水錳濃度亦于0.1mg/L以下.圖2c中,一方面,盡管進(jìn)水中無鐵溶液加入,但由于水流對進(jìn)水管壁所附著鐵氧化物的沖刷作用,因而進(jìn)水中可檢測出微量總鐵;另一方面,隨后的2個過濾周期內(nèi)發(fā)現(xiàn),初始運(yùn)行濾后水中鐵含量反而高于進(jìn)水鐵含量,并且在周期內(nèi)呈下降趨勢.直至50d左右時,濾柱進(jìn)出水鐵含量于相當(dāng)水平.分析認(rèn)為,反沖洗時濾料之間相互摩擦作用使已包裹于濾料表面的鐵氧化物松散或脫落于濾料空隙間,在排出濾層外一部分氧化物同時,仍有一部分殘留于濾層內(nèi).因此過濾周期內(nèi),隨著這部分氧化物逐漸被排出濾層,出水鐵濃度呈現(xiàn)出下降趨勢,直至反沖洗濾料相互摩擦作用對其表面披覆的氧化物剪切作用不再強(qiáng)烈.

由此可見,上向流曝氣過濾方式可以很好的解決高濃度氨氮硝化及錳氧化溶氧不足的問題,但卻將摩擦脫落的鐵氧化物帶出濾層造成鐵濃度超標(biāo).與下向流過濾除錳效果相比,上向流曝氣過濾時出水錳濃度于0.1mg/L左右時便不再下降,除錳效果同樣受到過濾運(yùn)行方式的影響.因而,恢復(fù)鐵溶液進(jìn)水后,對上向流曝氣過濾運(yùn)行方式去除鐵錳需進(jìn)行深入研究,以明晰這種運(yùn)行方式能否實(shí)現(xiàn)鐵錳及高濃度氨氮的同步去除.

2.2 曝氣作用對除鐵錳性能影響

反應(yīng)器恢復(fù)鐵溶液進(jìn)水后,上向流曝氣過濾方式運(yùn)行除鐵錳氨氮情況如圖3所示.

圖3c中,曝氣量0.3～0.6mL/min、恢復(fù)鐵溶液進(jìn)水運(yùn)行的最初8d內(nèi),其濾柱出水鐵濃度接近標(biāo)準(zhǔn)限值0.3mg/L,與之前下向流過濾除鐵效果相比,上向流曝氣過濾除鐵效果也受到影響,顯然,這種過濾方式無論是除鐵還是除錳效果,其性能均不如下向流.

為此,接下來實(shí)驗(yàn)分兩步進(jìn)行:首先,上向流過濾運(yùn)行時再次提高曝氣量考察對除鐵錳效果的影響;其次,在曝氣與無曝氣前提下,進(jìn)行對比試驗(yàn)研究以明確僅上向流運(yùn)行是否同樣會影響鐵錳的去除效果.

運(yùn)行至第8d左右,曝氣量增加至0.6～0.8mL/min,圖3b中可見濾柱除錳效果進(jìn)一步惡化,其出水錳濃度高于臨界值0.1mg/L;圖3c中出水鐵濃度亦高于0.3mg/L,顯然,曝氣量增大惡化了濾柱除鐵除錳效果.之前的研究結(jié)果表明,隨著氨氮硝化反應(yīng)的進(jìn)行其對錳氧化細(xì)菌活性的抑制作用便會消失,因此在硝化效果穩(wěn)定前提下我們忽略氮素的影響作用,并于20d時降低進(jìn)水氨氮濃度至1.0～1.5mg/L水平同時停止曝氣,運(yùn)行發(fā)現(xiàn),圖3b中即使再次提高進(jìn)水錳濃度于1.0mg/L左右時,濾柱出水錳濃度立即檢測為痕量水平;圖3c中濾柱出水鐵濃度同樣為痕量水平,濾柱表現(xiàn)出與此前曝氣運(yùn)行時完全不同的去除性能.另外,隨著接下來的再次恢復(fù)曝氣(30d時恢復(fù)曝氣為0.3～0.6mL/min)作用,濾柱除鐵除錳效果惡化,出水鐵錳濃度均高于標(biāo)準(zhǔn)限值.由此,進(jìn)一步證明曝氣作用惡化了鐵錳去除效果.

圖3 濾柱上向流過濾方式運(yùn)行進(jìn)出水鐵、錳、氨氮濃度變化Fig.3 Variation of iron, manganese and ammonia concentration by upflow filtration of the filter

同時也應(yīng)該注意到,一方面,在濾料表面鐵極易與溶氧發(fā)生接觸氧化反應(yīng)以完成鐵的氧化[10];另一方面,錳與氨氮的去除均以生物氧化完成為主,而此過程中在錳去除受到曝氣影響的情況下,而出水氨氮及亞硝酸鹽氮濃度卻并未受此影響,其濃度始終保持微量水平,并且圖3b中運(yùn)行至17d左右時,濾柱出水錳濃度并未隨著進(jìn)水錳濃度的大幅提高而顯著提高,表明曝氣對其影響作用有限,濾柱仍具有很好的去除性能.

圖4中,分別于上向流無曝氣、上向流恢復(fù)曝氣(0.3～0.6mL/min)、0.45μm濾膜過濾上向流曝氣出水,檢測鐵錳濃度.可以看出,前2種情形說明曝氣導(dǎo)致了鐵錳濃度的超標(biāo),而出水經(jīng)濾膜過濾后鐵錳濃度檢測為痕量水平,表明曝氣濾后水中鐵錳氧化物的存在是造成鐵錳超標(biāo)的主要原因.因而,曝氣作用并不會阻礙鐵錳離子的氧化過程,而是削弱了濾層的過濾截留能力,從而在曝氣擾動作用下使鐵錳氧化物更容易沖帶出濾層造成鐵錳超標(biāo),并且如圖3中那樣,曝氣量越大出水所含鐵錳氧化物愈多.

圖4 上向流不同工況運(yùn)行及經(jīng)處理后濾柱出水鐵錳濃度Fig.4 Concentration of iron and manganese in effluent under different operation conditions of upflow filtration

2.3 反沖洗后除鐵除錳性能恢復(fù)

試驗(yàn)結(jié)果表明,底部曝氣使濾層過濾截留能力大為降低.一方面,由于以上鐵錳濃度均為反應(yīng)器運(yùn)行穩(wěn)定后檢測;另一方面,濾層經(jīng)反沖洗后內(nèi)部變得更為清潔,截留鐵錳氧化物能力將會進(jìn)一步受到影響.因此有必要了解濾柱反沖洗后初期運(yùn)行過濾水中鐵錳濃度變化情況,以進(jìn)一步明確其對鐵錳的去除性能.濾柱反沖洗后初濾水中鐵錳濃度變化情況如圖5所示,其運(yùn)行工況分別為曝氣量0.3～0.6mL/min、0.6～0.8mL/min、無曝氣.

圖5 濾柱反沖洗后上向流不同曝氣工況下出水除鐵錳濃度Fig.5 Performance of iron and manganese removal after backwashing under different operation conditions of upflow filtration

于反沖后不同時間點(diǎn)取樣檢測出水鐵錳濃度發(fā)現(xiàn),曝氣量工況下出水鐵錳濃度均處于較高濃度,并且較高曝氣量(0.6～0.8mL/min)下鐵錳濃度均要高于較低曝氣量工況(0.3～0.6mL/min),曝氣作用對除鐵除錳效果影響較大,曝氣量越大,濾層截留能力越弱.另外,由2種曝氣量下出水鐵錳所呈現(xiàn)的下降趨勢分析可知,反沖洗作用在排除濾層內(nèi)部大部分鐵錳氧化物的同時,仍殘留的或?yàn)V料表面已松散的鐵錳氧化物會在過濾過程中通過曝氣帶動作用逐漸被排除濾層,這就導(dǎo)致初濾水所含鐵錳濃度較高并隨著時間的延長而逐漸降低.由圖5看出,運(yùn)行10h后,低曝氣量下(0.3～0.6mL/min)出水鐵錳濃度才滿足限值要求,而較高曝氣量(0.6～0.8mL/min)工況卻不能限值要求.

3 建議

對于含鐵錳伴生高濃度氨氮飲用水的生物凈化,可采用如下幾種方案:(1)采用上向流曝氣生物濾池凈化,濾池后另設(shè)立濾池進(jìn)一步截留過濾鐵錳氧化物.但目前所應(yīng)用于工程實(shí)踐的除鐵除錳生物濾池均為重力流普快濾池,對于上向流曝氣過濾方式仍缺乏實(shí)際工程經(jīng)驗(yàn);(2)設(shè)計兩級重力流生物濾池,第一級濾池主要以除鐵、大部分氨氮、小部分錳為主,其出水經(jīng)曝氣后進(jìn)入第二級濾池進(jìn)行深度去除氨氮、所積累的亞硝酸鹽與錳;(3)繼續(xù)深入開展試驗(yàn)研究,探究是否可通過改變?yōu)V料粒徑級配、曝氣方式等實(shí)現(xiàn)鐵錳高氨氮的同步生物凈化.

4 結(jié)語

溶解氧濃度是限制下向流單級生物濾池同步去除鐵錳及高濃度氨氮的主要原因,濾層底部增加曝氣裝置可以很好解決溶氧不足的問題,由于濾層氣水逆向(下向流底部曝氣)濾水能力有限,從而限制了其應(yīng)用;然而汽水同向(上向流底部曝氣)鐵錳去除效果受曝氣量的影響較大,曝氣擾動減弱了濾層的物理截留能力致使無法有效截留鐵錳氧化物,易造成濾后水中鐵錳濃度超標(biāo).

[1] Tekerlekopoulou A G, Vayenas D V. Simultaneous biological removal of ammonia, iron and manganese from potable water using a trickling filter [J]. Biochemical Engineering Journal,2008,39(1):215-220.

[2] Gouzinis A, Kosmidis N, Vayenas D V, et al. Removal of Mn and simultaneous removal of NH3, Fe and Mn from potable water using a trickling filter [J]. Water Research,1998,32(8):2442-2450.

[3] 李 冬,楊 宏,張 杰.首座大型生物除鐵除錳水廠的實(shí)踐 [J].中國工程科學(xué),2003(7):53-57.

[4] 李 冬.生物除鐵除錳理論與工程應(yīng)用技術(shù)研究 [D]. 北京:北京工業(yè)大學(xué),2004.

[5] 危潤初,肖長來,梁秀娟.吉林市城區(qū)地下水污染時空演化 [J].中國環(huán)境科學(xué),2014,34(2):417-423.

[6] 燕 博.傍河地下水源水質(zhì)特征與鐵錳去除研究 [D]. 西安:西安建筑科技大學(xué),2010.

[7] GB/T5750-2006 生活飲用水標(biāo)準(zhǔn)檢驗(yàn)方法 [S].

[8] Mouchet P. From conventional to biological removal of iron and manganese in France [J]. Journal American Water Works Association,1992,84(4):158-167.

[9] Pacini V A, María Ingallinella A, Sanguinetti G. Removal of iron and manganese using biological roughing up flow filtration technology [J]. Water Research,2005,39(18):4463-4475.

[10] 余 健,曾光明,謝更新,等.應(yīng)用ORP預(yù)測和控制地下水除鐵濾池出水含鐵量 [J]. 中國環(huán)境科學(xué),2003,23(6):89-93.

Removal of iron, manganese and high ammonia from groundwater by biofilter.

CAI Yan-an1, LI Dong1*, ZENG Hui-ping1, LUO Ya-hong1, ZHANG Jie1,2
(1.Key Laboratory of Beijing Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing100124, China；2.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin150090, China). China Environmental Science,2014,34(8)：1993～1997

A pilot-scale biological filter was constructed to removal of iron, manganese and high ammonia simultaneously from groundwater. The results indicated that the failure of manganese and ammonia oxidation when the influent ammonia concentration was above2.0mg/L without extra aeration. Oxidation of iron, manganese and ammonia could be completed by downflow filtration with the aeration at the bottom of the filter bed, while the processing capacity was affected significantly and was not suitable for application of the biofilter. The upflow filtration with the same aeration mode could also met the oxygen demands of the oxidation process, however, the oxidized iron and manganese were easily taken out filter bed, causing high iron and manganese concentration in the effluent. For the upflow filtration with extra aeration at the bottom of the filter bed, the experiments demonstrated that the intercepting capacity of filter was damaged significantly by disturbance of aeration compared to the case of upflow filtration without aeration and was inversely correlatedwith the aeration intensity.

t：iron and manganese removal；biological aerated filter；nitrification；drinking water

X523

：A

：1000-6923(2014)08-1993-05

蔡言安(1986-),男,山東高密人,北京工業(yè)大學(xué)建筑工程學(xué)院博士研究生,主要從事地下水生物除鐵除錳技術(shù)研究.

2013-11-13

教育部新世紀(jì)優(yōu)秀人才支持計劃(NCET-10-0008);國家自然科學(xué)基金優(yōu)秀青年科學(xué)基金(51222807)

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