氨氮和天然有機(jī)物對(duì)濾柱鐵錳凈化性能的影響

張 杰,張朝祥,李 冬，鄭紀(jì)芳,曾輝平

(1.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(北京工業(yè)大學(xué)),北京 100124；2.城市水資源與水環(huán)境國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室(哈爾濱工業(yè)大學(xué)),哈爾濱 150090)

由于自然作用和人類活動(dòng)的影響,溶解態(tài)氨、亞鐵和錳廣泛存在于地下水中[1-3],天然有機(jī)物是自然水域的組成部分,如河流、湖泊及地下水等[4-5]。地下水中過量的鐵、錳離子會(huì)引發(fā)嗅味問題和輸水過程中管道堵塞,過量攝入還會(huì)引發(fā)一系列的健康問題[6]。氨氮與氯反應(yīng)生成的氯胺有致癌性[7-8],天然有機(jī)物本身雖毒性小,卻是水中色度和嗅味的主要來源,影響水體中金屬離子的代謝途徑[9],在常規(guī)水處理工藝中,還會(huì)增加混凝劑的投量、加速濾池的堵塞和消毒副產(chǎn)物的生成等。生物過濾方法處理此類水有其獨(dú)特優(yōu)勢(shì),因效果好、費(fèi)用低且運(yùn)行簡單等優(yōu)點(diǎn)已廣泛用于含鐵錳地下水的凈化處理。

1 實(shí) 驗(yàn)

1.1 實(shí)驗(yàn)裝置

一個(gè)實(shí)驗(yàn)室規(guī)模的有機(jī)玻璃柱(高度2.8 m，內(nèi)徑9 cm)作為實(shí)驗(yàn)生物濾柱,如圖1所示,濾料是粒徑為0.6～1.2 mm的除鐵錳成熟錳砂,濾床高1.5 m,生物濾柱底部填充鵝卵石作為承托層，承托層厚20 cm,鵝卵石的粒徑為1～3 cm,水和濾料取樣口的間隔分別為100和200 mm。

1.2 實(shí)驗(yàn)水質(zhì)

地下水中有機(jī)物一般是天然有機(jī)物，其主要組成部分是腐殖質(zhì),占水中總有機(jī)物的50%～90%(質(zhì)量分?jǐn)?shù))，土壤腐殖質(zhì)中的低分子質(zhì)量組分是天然水體中腐殖質(zhì)的重要來源，如吉林省敦化地區(qū)土壤中腐殖質(zhì)質(zhì)量濃度較高，某水源地中腐殖酸質(zhì)量濃度可高達(dá)4.76 mg/L，腐殖酸鈉用腐殖酸經(jīng)氫氧化鈉溶液萃取而成，且腐殖酸鈉的溶解性強(qiáng)于腐殖酸，因此，實(shí)驗(yàn)室內(nèi)利用腐殖酸鈉代替腐殖酸模擬天然有機(jī)物。進(jìn)水混合方式如圖1所示，通過控制進(jìn)水流量和加藥濃度實(shí)現(xiàn)對(duì)進(jìn)入濾柱內(nèi)各污染物濃度的控制，進(jìn)而模擬濾柱對(duì)于實(shí)際地下水的凈化。

圖1 生物濾柱示意

表1 人工配水水質(zhì)

1.3 實(shí)驗(yàn)方法

1.4 檢測(cè)方法

2 結(jié)果與討論

2.1 鐵錳氨天然有機(jī)污染地下水凈化工藝啟動(dòng)

2.1.1 啟動(dòng)過程中鐵錳凈化能力

啟動(dòng)過程中鐵、錳的去除效果如圖2所示,出水中總鐵一直趨于痕量,只有在有機(jī)物加入的當(dāng)天,出水鐵質(zhì)量濃度升高到0.12 mg/L,但在2 d后,出水鐵質(zhì)量濃度又恢復(fù)至痕量, 禹麗娥等[14]研究表明,腐殖酸與Fe(Ⅱ)可形成絡(luò)合物,分析認(rèn)為上述現(xiàn)象產(chǎn)生的原因?yàn)楦乘崤cFe(Ⅱ)形成絡(luò)合物沉淀在濾料上,覆蓋在Fe(Ⅱ)接觸氧化觸媒的表面,影響了后續(xù)Fe(Ⅱ)的接觸氧化,但在2 d后鐵氧化去除區(qū)間下移(詳見2.2.2節(jié)),下層濾料披覆了具有催化氧化能力的羥基氧化鐵,出水鐵質(zhì)量濃度又趨于痕量。因此,氨氮和有機(jī)物的存在并沒有影響總鐵的去除效果,其去除穩(wěn)定性也得以證明。值得注意的是,研究中天然有機(jī)物的存在會(huì)與Fe(Ⅱ)形成有機(jī)絡(luò)合物,部分異養(yǎng)菌可利用絡(luò)合物中有機(jī)物部分,而釋放出的Fe(Ⅱ)又可經(jīng)催化氧化而被去除[15],因此，異養(yǎng)菌對(duì)于Fe(Ⅱ)的氧化可能有一定的協(xié)同作用。Mn(Ⅱ)的去除不同于Fe(Ⅱ),氧氣對(duì)于Mn(Ⅱ)的氧化在低于9的酸堿度下進(jìn)行的非常緩慢,大多數(shù)飲用水的pH為6～8,在如此低的酸堿度情況下Mn(Ⅱ)不會(huì)被氧化,因此，Mn(Ⅱ)不能通過簡單的曝氣和沉淀得到去除[16]。利用微生物氧化Mn(Ⅱ)在地下水處理中得到廣泛應(yīng)用[17]，當(dāng)濾層內(nèi)以錳氧化菌(MnOB)為核心的生物群系增長并達(dá)到平衡時(shí)，在MnOB胞外酶的催化作用下，Mn(Ⅱ)被氧化成Mn(Ⅳ)沉積并黏附于濾料表面而得到去除。本研究所用生物濾柱為長期穩(wěn)定運(yùn)行的成熟生物除Mn(Ⅱ)濾柱,因此，在開始即表現(xiàn)出了較強(qiáng)的去除Mn(Ⅱ)的能力,氨氮和天然有機(jī)物的存在也并未造成出水Mn(Ⅱ)的超標(biāo)。盡管有研究表明[18-19],氨氮和有機(jī)物的存在會(huì)影響Mn(Ⅱ)的去除效果,但本研究中氨氮和天然有機(jī)物的存在對(duì)濾柱的整體Mn(Ⅱ) 去除效果并無顯著影響, 只是濾柱Mn(Ⅱ) 去除區(qū)位因天然有機(jī)物的存在出現(xiàn)了明顯下移(詳見2.2.2節(jié)),在此進(jìn)水Mn(Ⅱ)質(zhì)量濃度下,濾柱仍具備良好的Mn(Ⅱ) 去除能力,并未受到氨氮和天然有機(jī)物存在的影響。

圖2 啟動(dòng)過程中鐵、錳質(zhì)量濃度變化

2.1.2 啟動(dòng)過程中氨氮凈化能力

啟動(dòng)過程中氮素進(jìn)出水的質(zhì)量濃度變化見圖3。在濾柱啟動(dòng)之初氨氮便有去除,但亞硝酸鹽氮和硝酸鹽氮的增加量小于氨氮去除量,存在約0.5 mg/L的氮素?fù)p失,而在2 d后出水氨氮質(zhì)量濃度升高,分析認(rèn)為,啟動(dòng)之初的氨氮去除是由于濾柱內(nèi)濾料對(duì)氨氮的物理吸附作用[20],而濾料的吸附位有限[21]和此時(shí)的生物硝化去除氨氮作用尚未成熟,所以，2 d后出水氨氮質(zhì)量濃度才又逐漸上升,隨著曝氣池上清液的循環(huán)接種和培養(yǎng)時(shí)間的延長,出水氨氮質(zhì)量濃度不斷降低,硝酸鹽氮的生成量也不斷升高,說明濾柱內(nèi)硝化細(xì)菌逐漸發(fā)揮作用,氨氮經(jīng)氨氧化菌(AOB)轉(zhuǎn)化成亞硝酸鹽氮，亞硝酸鹽氮經(jīng)亞硝態(tài)氮氧化菌(NOB)轉(zhuǎn)化成硝酸鹽氮。隨著培養(yǎng)的進(jìn)行，生物硝化作用逐漸增強(qiáng),但由于AOB的適應(yīng)性強(qiáng)于NOB,且AOB繁殖速率高于NOB,亞硝酸鹽氮不能被及時(shí)充分硝化[22],濾柱內(nèi)出現(xiàn)了亞硝酸鹽氮積累現(xiàn)象,出水亞硝酸鹽氮質(zhì)量濃度最高達(dá)到0.52 mg/L。當(dāng)出水氨氮質(zhì)量濃度低于GB 5749—2006《生活飲用水衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》中對(duì)氨氮的限值要求0.5 mg/L時(shí),出水亞硝酸鹽氮還居于標(biāo)準(zhǔn)線(0.1 mg/L)之上,說明此時(shí)NOB的數(shù)量活性還不足以將由氨氮轉(zhuǎn)化而成的亞硝酸鹽氮充分氧化。隨著濾柱的不斷培養(yǎng),作為NOB繁殖基質(zhì)的亞硝酸鹽氮,其出水質(zhì)量濃度呈現(xiàn)降低趨勢(shì),表明NOB不斷繁殖和活性逐漸增強(qiáng)。隨著NOB的不斷富集,當(dāng)濾柱運(yùn)行至第20天時(shí),出水亞硝酸鹽氮降至0.08 mg/L,出水氨氮質(zhì)量濃度也降至0.3 mg/L,去除氨氮生物濾層培養(yǎng)成功,而且此后出水三氮質(zhì)量濃度均在標(biāo)準(zhǔn)之下,標(biāo)志著生物硝化濾層的培養(yǎng)成熟[23]。在天然有機(jī)物加入后,出水氨氮質(zhì)量濃度并無升高跡象,仍然位于0.1 mg/L以下,可能是有機(jī)物濃度較低,在傳質(zhì)充分的條件下,能滿足濾柱內(nèi)硝化細(xì)菌和異養(yǎng)菌的最大需要,它們之間不會(huì)產(chǎn)生明顯的競(jìng)爭,所以，濾柱內(nèi)氨氮的去除能夠保持在相對(duì)穩(wěn)定的狀態(tài),并未因天然有機(jī)物的存在而出現(xiàn)出水氨氮質(zhì)量濃度升高的現(xiàn)象。本實(shí)驗(yàn)表明,在此有機(jī)物濃度下,天然有機(jī)物的存在并不會(huì)造成氨氮去除效果的惡化。

圖3 啟動(dòng)過程中氮素質(zhì)量濃度變化

2.1.3 啟動(dòng)過程中天然有機(jī)物凈化能力

啟動(dòng)過程中濾柱對(duì)于CODMn、UV254的去除效果如圖4所示。楊曉敏等[24]研究表明,在含有某種不飽和有機(jī)物單一組分的水體中,能夠通過UV254定量測(cè)定該有機(jī)物的濃度,并且對(duì)于同一時(shí)期性質(zhì)穩(wěn)定的水體,其中CODMn和UV254相關(guān)性較強(qiáng),本研究中去除CODMn和UV254的能力也是同步升高。在加入天然有機(jī)物的第1天，CODMn即有部分去除,分析認(rèn)為水中Fe(Ⅱ)和Mn(Ⅱ)被氧化、部分腐殖酸被絡(luò)合和吸附共同造成了CODMn下降,出水UV254的下降也證明了此時(shí)的確有天然有機(jī)物的去除,但此時(shí)天然有機(jī)物應(yīng)該不是經(jīng)微生物分解去除,因?yàn)闉V柱之前進(jìn)水中有機(jī)物極其微量,濾柱內(nèi)異養(yǎng)菌即便存在也是少量,此時(shí)天然有機(jī)物應(yīng)是濾柱通過絡(luò)合、吸附等作用去除的。在進(jìn)水中加入天然有機(jī)物15 d后,即濾柱運(yùn)行至第42天時(shí)，濾柱對(duì)CODMn的去除率已由最開始的20%升至40%,出水CODMn略高于國家標(biāo)準(zhǔn)3 mg/L,UV254也有下降,出水穩(wěn)定在0.025左右波動(dòng),分析認(rèn)為這可能是異養(yǎng)菌對(duì)天然有機(jī)物分解的結(jié)果,一部分鐵錳氧化細(xì)菌能利用腐殖酸中的有機(jī)碳作為碳源來維持生命,從而把腐殖酸降解成小分子物質(zhì),又被分解成CO2和H2O。有研究表明[25],在進(jìn)水中有機(jī)物含量較低的情況下,一種被稱為貧養(yǎng)微生物的生物會(huì)在濾料上繁殖,如芽孢桿菌、纖毛菌等,因此,濾柱對(duì)天然有機(jī)物會(huì)具備一定的去除能力,在進(jìn)水中加入天然有機(jī)物25 d后,即濾柱運(yùn)行至第52天時(shí)，濾柱對(duì)CODMn的去除能力又有進(jìn)一步提高,去除率達(dá)到51%,出水CODMn約3 mg/L。并且在此后的24 d內(nèi),出水CODMn并未超標(biāo),CODMn的去除率逐漸穩(wěn)定在65%左右,標(biāo)志著濾層去除有機(jī)物能力培養(yǎng)成熟。濾柱對(duì)UV254的去除能力與對(duì)CODMn的去除能力同步提高,此時(shí)UV254也一直穩(wěn)定在0.015左右,此部分天然有機(jī)物應(yīng)該是微生物難以分解的較大分子有機(jī)物,但是UV254的去除率也穩(wěn)定在60%以上,由此說明,在本實(shí)驗(yàn)條件下鐵、錳、氨氮和天然有機(jī)物可實(shí)現(xiàn)同池凈化。

圖4 啟動(dòng)過程中CODMn和UV254的去除效果

2.2 氨氮和天然有機(jī)物對(duì)濾柱內(nèi)去除活性區(qū)位的影響

2.2.1 氨氮對(duì)鐵錳去除活性區(qū)位的影響

在階段Ⅰ開始之前鐵錳沿程變化如圖5所示,當(dāng)氨氮去除濾層培養(yǎng)成功后,穩(wěn)定期內(nèi)鐵、錳和三氮沿程變化如圖6所示。由于Fe(Ⅱ)的氧化還原電位低于Mn(Ⅱ)和氨氮[26],濾柱內(nèi)Fe(Ⅱ)主要是化學(xué)作用去除且化學(xué)接觸速率較快,鐵優(yōu)先被去除,在濾柱內(nèi)的前20 cm內(nèi)即可去除絕大部分,20 cm處出水已低于國家標(biāo)準(zhǔn)0.3 mg/L,在40 cm處已降至痕量。由圖5和6可看出,Fe(Ⅱ)的氧化去除活性區(qū)間并未因氨氮的存在發(fā)生明顯變化。

圖5 階段Ⅰ開始前鐵、錳沿程變化

圖6 階段Ⅰ穩(wěn)定期內(nèi)鐵、錳和氮素沿程變化

在進(jìn)水中加入氨氮之前,前20 cm約有0.7 mg/L的Mn(Ⅱ)去除,在40 cm處Mn(Ⅱ)的去除率達(dá)到93%。而在氨氮存在后,前20 cm內(nèi)Mn(Ⅱ)的去除量下降至0.4 mg/L,分析認(rèn)為是氨氮對(duì)錳氧化細(xì)菌有一定的抑制作用[27]和前40 cm內(nèi)的硝化細(xì)菌與錳氧化細(xì)菌競(jìng)爭DO所致。值得注意的是,本研究并未發(fā)現(xiàn)相關(guān)研究[28-29]中鐵錳去除區(qū)間顯著分級(jí)的現(xiàn)象,可能因?yàn)槠溲芯渴堑蜏貑?dòng)和進(jìn)水Fe(Ⅱ)質(zhì)量濃度較高,進(jìn)水Fe(Ⅱ)質(zhì)量濃度約為10 mg/L，明顯高于本研究中進(jìn)水Fe(Ⅱ)質(zhì)量濃度5 mg/L,其研究中前40 cm內(nèi)Mn(Ⅱ)雖有去除,但有更多Fe(Ⅱ)進(jìn)入濾層，錳氧化物被還原,低溫(5～6 ℃)導(dǎo)致其濾柱內(nèi)錳氧化細(xì)菌的活性低,前40 cm內(nèi)的錳氧化菌不足以將被還原出來的Mn(Ⅱ)氧化。而本研究中濾柱運(yùn)行時(shí)間較久且在常溫條件下,濾柱內(nèi)錳氧化細(xì)菌的活性和數(shù)量都能夠滿足Mn(Ⅱ)氧化去除需求,進(jìn)水中相對(duì)較低的Fe(Ⅱ)質(zhì)量濃度在跌水曝氣時(shí)部分即被氧化,進(jìn)入濾柱的Fe(Ⅱ)質(zhì)量濃度進(jìn)一步降低,濾柱內(nèi)錳氧化物被Fe(Ⅱ)還原的量較少,被還原出來的Mn(Ⅱ)又被錳氧化細(xì)菌捕捉所氧化,所以，結(jié)果表現(xiàn)為Mn(Ⅱ)在前20 cm也有部分去除。氨氮在前20 cm處的去除率為27%,雖然其氧化困難程度要高于Fe(Ⅱ),但是在DO充足的情況下(測(cè)得此時(shí)濾柱出水DO質(zhì)量濃度約為3 mg/L),氨氮的硝化過程和Fe(Ⅱ)的化學(xué)氧化過程是可以同時(shí)進(jìn)行的,由于在進(jìn)水中氨氮和DO質(zhì)量濃度都較高,硝化細(xì)菌主要富集在濾柱的前半段,氨氮的高效去除區(qū)間在前40 cm,在40 cm處氨氮的去除率已經(jīng)達(dá)到62%,在60 cm處的氨氮質(zhì)量濃度已符合國家標(biāo)準(zhǔn)。

由上述可知,鐵、錳和氨氮的高效去除區(qū)間重疊,在DO充足的條件下,鐵、錳、氨氮三者的氧化順序并不完全由其氧化還原電位決定,一般認(rèn)為,三者的氧化順序?yàn)镕e(Ⅱ)、氨氮、Mn(Ⅱ),但本研究發(fā)現(xiàn),三者的氧化可同時(shí)進(jìn)行,其氧化順序只是相對(duì)而言,并不意味著只有前者全部氧化完成,后者才會(huì)被氧化,由此來看,氨氮的存在不會(huì)造成凈化所需濾層的顯著增加。

2.2.2 天然有機(jī)物對(duì)鐵錳氨去除活性區(qū)位的影響

階段Ⅱ天然有機(jī)物去除濾層培養(yǎng)成功后,穩(wěn)定期內(nèi)各污染物沿程變化如圖7所示。與未進(jìn)水天然有機(jī)物時(shí)相比, Fe(Ⅱ)的去除效果和氧化速度都有明顯下降,由20 cm處總鐵質(zhì)量濃度可顯著看出,未加天然有機(jī)物時(shí),在20 cm處鐵的去除率就可達(dá)到97%,而此時(shí)20 cm處鐵的去除率只有27%,鐵的高效去除區(qū)間明顯下移,在40 cm處去除率達(dá)到80%,在濾層120 cm處Fe(Ⅱ)質(zhì)量濃度方可滿足國家標(biāo)準(zhǔn),由此可見,天然有機(jī)物對(duì)于鐵的去除影響較大。有研究表明[14],水中天然有機(jī)物可與Fe(Ⅱ)形成絡(luò)合物,這種絡(luò)合物中的Fe(Ⅱ)不易被氧氣氧化,分析認(rèn)為,由于有機(jī)絡(luò)合物覆蓋在濾料表面, 前20 cm內(nèi)的羥基氧化鐵觸媒得不到再生,阻礙了后續(xù)Fe(Ⅱ)被催化氧化,造成前20 cm內(nèi)的除鐵能力嚴(yán)重下降,有更多的Fe(Ⅱ)進(jìn)入濾層20～40 cm內(nèi),羥基氧化鐵披覆在此濾層,在濾層的20～40 cm內(nèi)Fe(Ⅱ)去除量較大,因此，表現(xiàn)為鐵去除區(qū)間的下移。

圖7 階段Ⅱ穩(wěn)定期內(nèi)鐵、錳、氮素、CODMn和UV254沿程變化

天然有機(jī)物的存在對(duì)于Mn(Ⅱ)去除的影響主要也是去除區(qū)間的下移, Mn(Ⅱ)的高效去除區(qū)間仍是前40 cm。未加有機(jī)物時(shí),前40 cm內(nèi)的Mn(Ⅱ)去除率占總?cè)コ实?7%,而此時(shí)前40 cm內(nèi)的去除率占總?cè)コ实?4%,下降了33%,在濾層100 cm處Mn(Ⅱ)質(zhì)量濃度才可滿足國家標(biāo)準(zhǔn)。分析認(rèn)為,有機(jī)物的存在造成異養(yǎng)菌的增殖,有文獻(xiàn)表明[30],有機(jī)物發(fā)生生物降解所需的氧化還原電位小于Mn(Ⅱ)氧化所需的氧化還原電位,又經(jīng)檢測(cè)此時(shí)出水中DO質(zhì)量濃度已經(jīng)很低(約1 mg/L),濾柱內(nèi)氧分壓較低，Mn(Ⅱ)氧化所需的氧化還原電位最高,錳氧化細(xì)菌對(duì)Mn(Ⅱ)的網(wǎng)捕能力變差，前20 cm內(nèi)Mn(Ⅱ)的氧化滯后于其他污染物的氧化,Mn(Ⅱ)隨水流進(jìn)入濾層下半段,因而造成Mn(Ⅱ)去除區(qū)間的下移。

天然有機(jī)物對(duì)于氨氮去除的影響不同于對(duì)鐵、錳的去除,天然有機(jī)物的存在并未顯示出負(fù)面作用,出水氨氮質(zhì)量濃度可能略高于未加有機(jī)物的濾層,但也遠(yuǎn)遠(yuǎn)滿足國家標(biāo)準(zhǔn),天然有機(jī)物的存在似乎加速了氨氮的去除。未加天然有機(jī)物時(shí),氨氮的高效去除區(qū)間在前40 cm內(nèi),去除率為68%,而進(jìn)水中存在天然有機(jī)物后,氨氮去除率增加明顯,前40 cm內(nèi)的氨氮去除率達(dá)到95%,硝酸鹽氮在前40 cm內(nèi)也大幅增加。注意到前40 cm內(nèi)氨氮去除量與硝酸鹽氮增加量的差值約0.2 mg/L,相比進(jìn)水中不含有機(jī)物時(shí)略有增大,但考慮到微生物生長繁殖對(duì)氮素的消耗,進(jìn)水中有機(jī)物對(duì)氨氮的吸附作用基本可忽略不計(jì),氨氮經(jīng)生物硝化作用轉(zhuǎn)化成了硝酸鹽氮,整個(gè)濾層中亞硝酸鹽氮一直處于痕量狀態(tài),在40 cm處的出水氮素質(zhì)量濃度即可滿足國家標(biāo)準(zhǔn),此現(xiàn)象有悖于常規(guī)判斷。一般認(rèn)為,有機(jī)物的存在會(huì)引起異養(yǎng)菌的增殖,異養(yǎng)菌會(huì)與硝化細(xì)菌競(jìng)爭空間,造成氨氮的去除效果下降或者高效去除區(qū)間的下移。相關(guān)研究報(bào)道[25],濾層內(nèi)可能存在二級(jí)基質(zhì)利用的現(xiàn)象,根據(jù)其研究認(rèn)為當(dāng)初級(jí)基質(zhì),如腐殖質(zhì)類等物質(zhì)(濃度遠(yuǎn)大于最小基質(zhì)濃度)提供了微生物生長的基本碳源和能源后,其他微量有機(jī)物即使未達(dá)到其最小基質(zhì)濃度時(shí)也能被微生物利用,濾層未進(jìn)水有機(jī)物時(shí),硝化細(xì)菌產(chǎn)生的有機(jī)細(xì)胞物質(zhì)堆積于濾層生物膜內(nèi),代謝產(chǎn)物可能會(huì)影響硝化細(xì)菌的增殖和對(duì)氨氮的利用。而濾層內(nèi)存在有機(jī)物造成異養(yǎng)菌的增殖,此時(shí)硝化細(xì)菌產(chǎn)生的有機(jī)代謝產(chǎn)物可作為異養(yǎng)菌的電子供體而被利用,間接地促進(jìn)了硝化細(xì)菌的生長和提高了對(duì)氨氮的利用率,在前40 cm內(nèi)氨氮即可被快速且大量去除。濾層對(duì)于有機(jī)物的去除主要集中于前40 cm,在前40 cm內(nèi)CODMn的去除率占總?cè)コ实?5%,這應(yīng)該是由于濾層前半段有機(jī)物和DO質(zhì)量濃度都較高,異養(yǎng)菌得以快速繁殖,部分腐殖酸也可與Fe(Ⅱ)形成絡(luò)合物,沉淀在濾料表面,然后隨反沖洗流出濾柱。前40 cm同樣是UV254的高效去除區(qū)間,去除率占總?cè)コ实?7%,這應(yīng)該與CODMn下降出于同樣的原因。

由此可得,天然有機(jī)物的存在對(duì)Fe(Ⅱ)和Mn(Ⅱ)去除區(qū)位影響最大,在天然有機(jī)物存在之前,出水中鐵錳質(zhì)量濃度達(dá)標(biāo)所需濾層厚度為60 cm,而在進(jìn)水中含有天然有機(jī)物之后,出水中鐵錳質(zhì)量濃度達(dá)標(biāo)所需濾層厚度增至120 cm,去除Fe(Ⅱ)和Mn(Ⅱ)所需濾層厚度顯著增加。對(duì)氨氮去除區(qū)位影響最小,對(duì)氨氮的去除表現(xiàn)出了一定的促進(jìn)作用。

2.3 氨氮和天然有機(jī)物對(duì)反沖洗后濾柱凈化性能的影響

隨著過濾的進(jìn)行,濾料間隙中的鐵錳氧化物、微生物代謝產(chǎn)物和各種雜質(zhì)必然越來越多,水頭損失越來越大,運(yùn)行到一定時(shí)間要對(duì)濾柱進(jìn)行反沖洗,以使濾柱恢復(fù)正常工作的能力。反沖洗過程中濾層會(huì)受到強(qiáng)力的水力沖刷,濾柱反沖洗后初期，其濾層去除污染物的能力可能會(huì)有所下降[21],因此,對(duì)濾柱反沖洗后出水中各污染物進(jìn)行分析以全面明確氨氮和天然有機(jī)物對(duì)濾層性能的影響。

在反沖洗強(qiáng)度為12 L/(m2·s)和反沖洗時(shí)間為3～5 min時(shí),兩階段穩(wěn)定期內(nèi)濾柱在反沖洗后初期出水中各污染物逐時(shí)變化如圖8所示。鐵錳凈化濾柱在進(jìn)水氨氮和天然有機(jī)物之前,反沖洗后不需適應(yīng)期出水即能達(dá)標(biāo),去除氨氮和天然有機(jī)物濾層的培養(yǎng)也未對(duì)鐵錳凈化性能恢復(fù)造成顯著影響,出水鐵錳質(zhì)量濃度均能達(dá)標(biāo),0.5 h后出水Mn(Ⅱ)在天然有機(jī)物存在后質(zhì)量濃度雖有升高,但也在0.1 mg/L以下，符合國家標(biāo)準(zhǔn)。出水氨氮質(zhì)量濃度與前節(jié)分析一致,氨氮在天然有機(jī)物存在后去除效果變好。在加入天然有機(jī)物前,反沖洗后0.5 h出水氨氮質(zhì)量濃度接近0.1 mg/L,高于加入天然有機(jī)物后一直趨于痕量的出水氨氮質(zhì)量濃度,出水中UV254也一直處于0.015左右,并無過高情況的出現(xiàn)。CODMn在反沖洗后0.5 h出水質(zhì)量濃度為2.6 mg/L，高于穩(wěn)定期出水,但也在國家標(biāo)準(zhǔn)線3 mg/L以下。有研究表明，反沖洗水流和濾料顆粒的碰撞摩擦作用,會(huì)使得濾柱內(nèi)微生物隨水流流出有一定的減少[31],但本研究結(jié)果表明，隨著培養(yǎng)的進(jìn)行,流出的微生物不足以破壞濾柱的凈化性能,因此，在反沖洗強(qiáng)度為12 L/(m2·s)時(shí)，反沖洗對(duì)濾柱的各污染物去除能力并無顯著影響,當(dāng)去除氨氮和天然有機(jī)物濾層培養(yǎng)成熟時(shí),適當(dāng)?shù)姆礇_洗對(duì)其凈化性能的影響較小,反沖洗后濾柱出水中各污染物仍不需要適應(yīng)期即可達(dá)標(biāo)。

圖8 濾柱反沖洗后初期出水中各污染物逐時(shí)變化

3 結(jié) 論

2)氨氮的存在會(huì)造成濾柱Mn(Ⅱ) 去除區(qū)間的下移,對(duì)濾柱的鐵錳去除能力無顯著影響, 在DO充足的條件下,Fe(Ⅱ)、Mn(Ⅱ)和氨氮三者可同時(shí)被氧化去除。

3)天然有機(jī)物的存在會(huì)降低濾層的鐵錳去除能力，使得高效鐵錳去除區(qū)間顯著下移,凈化鐵錳所需濾層厚度增加,而對(duì)于氨氮的去除有一定的促進(jìn)作用。

4)適當(dāng)?shù)姆礇_洗不會(huì)對(duì)去除氨氮和天然有機(jī)物成熟濾層凈化性能產(chǎn)生影響,反沖洗后濾柱的凈化性能不需要適應(yīng)期。