地下水中氨氮、铁、锰的同步去除及其相互作用

在中试规模条件下,考察了接触催化氧化过滤工艺同步去除地下水中氨氮、铁、锰的效果,研究了三者在去除过程中的交互作用。结果表明:该工艺对原水中的氨氮、铁、锰具有良好的去除效果;铁优先于锰和氨氮被去除,提高进水亚铁离子浓度会导致除氨氮滤层向下迁移,出水氨氮浓度不达标,而铁离子对去除锰离子不产生影响的界限浓度为2 mg/L;提高进水锰离子浓度可以显著促进对高浓度氨氮的去除,表明锰质滤膜对氨氮的去除可能起到了催化氧化的作用。     

生物法去除地下水中铁、锰的影响因素探讨

从量化角度剖析了生物法去除地下水中铁、锰的影响因素.曝气后使地下水中DO为7.0～7.5 mg/L、pH为6.8～7.0时,生物滤层中的锰氧化菌能够保持较好活性及除锰能力,且能够达到铁、锰同除的要求;研究中所提出的"成熟滤料移植"的生物过滤方法,仅适用于对Mn2+吸附能力较强的优质锰砂滤层的接种,而对吸附能力较弱的石英砂滤层只能采用菌量较大的在实验室选择性培养基上培养、驯化锰氧化菌的接种方式;锰砂和石英砂生物滤层的反冲洗强度分别控制在6～9、7～11 L/(s·m2)时,滤层的微生物受扰动较小,反冲后对铁、锰的去除能力也能在5 h内恢复,同时滤层采用粒径为1.0～1.2 mm的均质滤料,在反冲洗强度较低的情况下过滤周期依然可延长至35～38 h.     

高铁高锰微污染地下水的生物同层净化研究

向经过曝气的高铁高锰深井地下水中加入生活污水以模拟微污染地下水,并考察了生物除铁除锰滤池对其的净化效果.滤柱高为2.7m,内径为60 mm,内装填除铁除锰能力已经成熟的锰砂,设计滤速为6 m/h.研究了去除有机物滤层的培养过程及在不同滤速下对各污染物的去除规律,结果表明:生物滤柱对微污染地下水具有良好的净化效果,其中,Fe的高效去除区间在滤层上部,Mn和有机物可以实现同层去除,高效去除区间在滤层中下部;当进水有机物浓度较高时,沿程的溶解氧浓度会逐渐降低,导致对CODMn和Mn的去除效果变差,此时应考虑在滤层中部或底部增加曝气来提高溶解氧.     

UBAF沿滤料层高度的除污性能研究

当滤速为1.69 m/h、气水比为3～4时,研究了上向流曝气生物滤池(UBAF)稳定运行时对COD、NH4+-N和浊度的去除效果沿滤料层高度的变化.结果表明:UBAF对COD和浊度的去除均主要发生在滤料层高度为0～80 cm的范围内,对NE4+-N的去除则主要发生在滤料层高度为80～160 cm的范围内;随进水负荷的增加,UBAF对COD、NH4+-N、浊度的去除均沿滤料层高度向上推移;系统pH值沿滤料层高度整体呈下降趋势,而DO浓度则沿滤料层高度整体呈上升趋势,且pH和DO浓度分别随进水NH4+-N和COD的变化而变化.     

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.     

净化低温含铁高锰地下水锰极限浓度的探求

采用生物除铁除锰滤池处理低温含铁高锰地下水,考察了不同滤速下锰的极限浓度。以滤柱模拟水厂滤池,在水温为5~6℃、溶解氧为8.3~8.5 mg/L、进水总铁为0.5~3.0 mg/L的条件下,当滤速分别为6、7、8 m/h时,锰的极限浓度分别为(8.0~8.5)、(7.0~7.5)、(6.0~6.5)mg/L;进水总铁为12~20 mg/L时锰的极限浓度为(5.0~5.5)、(4.3~4.7)、(3.5~3.8)mg/L。沿程分析发现:随着进水锰浓度的升高,锰的去除带逐渐向下延伸;沿滤层向下一定深度,相同厚度滤料的除锰量逐渐减少;锰浓度升高过程中对除铁无影响。在滤层厚度和温度一定的条件下,锰的极限浓度受进水总铁浓度和滤速的影响,进水总铁浓度和滤速较低时其极限浓度较高。     

Fe~(2+)对单级除铁除锰滤池除锰成熟期的影响

以哈尔滨某地含高浓度铁锰地下水为处理对象,研究了进水Fe~(2+)浓度对单级非均匀级配石英砂滤料除铁除锰滤柱启动期间成熟期的影响。试验中,Fe~(2+)和Mn~(2+)可被单级滤柱相继去除,滤柱上层是棕褐色的除铁层,滤柱下层为黑褐色的除锰层,进水中的Fe~(2+)易于被去除,而Mn~(2+)的去除则受进水中Fe~(2+)浓度的影响。试验表明,锰质滤膜受Fe~(2+)污染可致滤膜中的锰被还原溶出,控制因素是锰膜对Fe~(2+)的单位吸附量,而非水中Fe~(2+)浓度。进水中Fe~(2+)浓度很低时,除锰成熟期较短(45 d),随着进水中Fe~(2+)浓度的增加,滤池中除铁层增厚,导致除锰层被压缩,除锰层中锰质活性滤膜受到Fe~(2+)污染的程度不断加重,滤池除锰成熟期显著延长。     

KMnO4氧化Mn2+产物MnO2的作用机理研究

利用强氧化剂KMnO4的氧化作用对地表水中的Mn2+进行氧化,其主要产物水合二氧化锰经过滤可以去除,从而可实现对水中Mn2+的去除.试验中发现,在高锰酸钾投加当量小于水中Mn2+浓度的理论需要值时,滤层对锰依然有很好的去除效果,说明水合二氧化锰对Mn2+有很好的吸附作用.试验中定量地测定了不同过滤条件下二氧化锰对Mn2+的吸附程度,对不同滤层所截留的锰的状态进行了分析.结果表明在利用KMnO4等强氧化剂,对地表水中Mn2+进行去除时,可以充分利用水合二氧化锰对Mn2+的吸附能力,在高锰酸钾投加当量小于Mn2+浓度的理论需要值的条件下,可实现对Mn2+的去除;通过定量的烧杯静态试验,考察了水合二氧化锰和Mn2+的吸附与共存的量的关系.进一步说明在水合二氧化锰表面主要发生物理的吸附作用,几乎不存在Mn2+的氧化作用.     

同步去除水中铁、锰、氨氮滤池的快速启动与运行控制

在中试规模条件下,采用化学氧化法快速启动催化氧化接触滤池,探究了滤池同步去除地下水中氨氮、铁、锰的能力以及污染物之间的交互作用,并考察了滤速及反冲洗条件对滤池运行效果的影响。在挂膜启动期间,采用扫描电镜对滤料表面的微观形态作了观察。结果表明:化学氧化法能有效缩短接触氧化滤池的启动时间,30 d左右实现同步去除铁、锰、氨氮工艺的快速启动和稳定运行;该工艺对氨氮、铁、锰具有良好的去除效果,铁优先于锰和氨氮被去除;进水氨氮浓度过高时,溶解氧浓度是限制其去除的主要因素;滤速和反冲洗条件的突然改变会降低系统的运行效果。试验条件下滤柱所能承受的最大氨氮、锰负荷分别为2.3和2.66 mg/L,满足多数受污染地下水的处理需求。     

两种生物活性炭滤池净水效果的分析

对Z市B水厂和S水厂的活性炭滤池运行状况开展了长期运行监测。结果显示,中原地区黄河原水的活性炭吸附周期为3个月,BAC对氨氮和COD_(Mn)的去除率与季节性温度变化呈正相关;重力流活性炭滤池通过生物降解作用去除氨氮和COD_(Mn)的能力优于上向流活性炭滤池,更适用于有机物浓度较低的原水深度处理。另外,还发现活性炭的生物量、微生物数量和微型动物种类可以作为活性炭生物降解去除氨氮和COD_(Mn)能力的评价指标。     

生物固锰除锰机理与生物除铁除锰技术

在pH中性条件下生物接触滤层中Mn^2 的氧化是生物氧化，滤层中以除锰菌为核心的生物群系的平衡与稳定是除锰活性的基础。生物滤层不但可以同时氧化去除Fe^2 、Mn^2 ，而且对进入滤层前已氧化成Fe^3 的微细颗粒也有良好的截留作用。以此生物固锰除锰机制为基础开发了弱曝气、一级过滤的生物除铁除锰简缩流程，确定了相应的设计与运行参数并指导了沈阳市开发区生物除铁除锰水厂的设计与运行。投产一年多来出水水质良好，总铁为痕量，锰＜0．0.05mg/L。     

生物滤层同时去除地下水中铁、锰离子研究

迄今为止的除铁、除锰工艺大多是采用传统的处理方法,即：一级除铁、二级除锰。在生物固锰、除锰技术确立之后,通过长期的试验研究,发现了铁、锰离子可以在同一生物滤层中去除的规律,从而可以采用一级曝气、过滤的简缩流程以更新传统的二级曝气、过滤的长流程设计。     

催化氧化滤池中As(Ⅴ)与铁、锰、氨氮的协同去除

在中试规模条件下,考察接触催化氧化过滤工艺同步去除地下水中铁、锰、氨氮和As(Ⅴ)的效果及性能。结果表明,在常规范围内增大系统水力负荷(6、7、8 m/h)和进水As(Ⅴ)浓度(100、200、300μg/L),出水As(Ⅴ)浓度仍可达到标准限值(10μg/L)以下;在研究的p H值范围内(6~9),p H值为6、7、8时对As(Ⅴ)的去除效果影响不大,p H值为9时,对As(Ⅴ)的去除有一定的抑制作用,这与污染物和活性滤料表面的相互作用有关;当原水中存在铁、锰、氨氮和As(Ⅴ)的复合污染时,活性滤柱出水浓度均达要求,且90%以上的污染物在滤柱上层被去除;此外,增大原水中铁、锰浓度(1~5 mg/L)对As(Ⅴ)的去除有一定的促进作用。     

地下水源除铁锰滤池调试运行实践及思考

为了解决沈阳市辽中区西水厂出水锰含量长期超标问题,对该水厂除铁除锰滤池进行调试。采用扫洗、翻砂和添加10～15 cm成熟滤料等措施对滤池进行调试,68 d后出水Mn2+浓度低于0.1 mg/L,滤池恢复期为68 d;只采用扫洗、翻砂措施时,滤池恢复期为80 d;未进行调试滤池的出水锰浓度会逐渐升高,可达到0.48～0.61 mg/L,出水铁、锰不达标。用高压水枪对滤层表面进行扫洗和翻砂能够有效解决滤池堵塞问题,调试成熟且稳定以后的滤池过滤周期可达25～30h。水厂成功运行时滤池的平均滤速为7～14 m/h、反冲洗强度为11～12 L/(s·m2)、反冲洗时间为20～25 min、过滤周期为24 h,滤池出水水质能够达到《生活饮用水卫生标准》(GB 5749—2006)的要求。     

地下水中生物除锰的最佳运行条件及动力学

采用生物法能够大幅度提高对地下水中Mn2+的去除效率.试验滤柱启动后,通过改变曝气强度、滤速、反冲洗强度等,总结了生物除锰的最佳运行条件;并通过分层分析滤层水质的方法研究了生物法的铁锰氧化动力学规律.     

开迷利思净水工艺除铁、锰和氨氮的研究

开迷利思含铁、锰和氨氮地下水处理装置是进水渠内射流曝气和过滤结合在一起的滤池。滤池采用细滤料,超厚滤料层,超高滤速过滤。滤池冲洗采用水反冲洗与表面冲洗的组合冲洗方式以及单独表面冲洗方法。滤池每次冲洗时,都进行弱上向流清洗和循环过滤。将该装置应用于绥化市某水厂,运行结果表明,对高含铁量、高含锰量地下水,该装置有良好的适应能力和稳定的处理效果。     

低温下逆流充氧强化去除地表原水中的氨氮和锰

利用中试滤柱系统,在低温条件下采用滤柱底部逆流充氧措施强化铁锰复合氧化膜滤料去除地表原水中的氨氮和锰,考察了充氧强度、运行参数(氨氮、锰浓度和滤速)等因素的影响,并对充氧前后氧化膜的微观特征(形态、组成、晶体结构)进行了分析。结果表明,在水温为8℃的条件下,当进水氨氮和锰浓度分别为2.0、3.0 mg/L时,逆流充氧后,完全去除锰所需的滤层厚度由80cm减少至60 cm,出水氨氮浓度由0.7 mg/L降至0,且随着充氧强度的增加,去除效率逐渐升高;当充氧强度为0.6 mL/(cm²·min)、滤速为7.0 m/h时,对氨氮和锰的去除效果最佳。此外,微观表征分析结果表明,逆流充氧使滤料表面形态在水力作用下发生了改变,但并未改变铁锰复合氧化膜的成分和晶体结构。因此,逆流充氧可显著提高低温条件下铁锰复合氧化膜滤料对地表原水中氨氮和锰的去除效率。     

双向流过滤系统催化氧化同步去除地下水中氨氮和锰

在中试条件下,将含有铁锰氧化膜的活性滤料应用于双向流催化氧化过滤系统,以缩短滤层厚度、增大水力负荷,充分利用原水中携带的溶解氧催化氧化同步去除地下水源中的氨氮和锰,并与单向流过滤进行对比。结果表明：采用双向流催化氧化过滤系统能同步将氨氮（<1.5 mg/L）和锰（<3.0 mg/L）持续处理达到《生活饮用水卫生标准》（GB 5749—2022）。与单向流过滤相比,当滤速为8.0 m/h时,双向流滤层水力负荷增加1倍且反冲洗周期缩短19%,单位时间内滤料对氨氮和锰的总去除量分别提高了56.6%和69.5%,体积氧化速率提升3倍。因此,采用双向流催化氧化过滤能充分利用原水中的溶解氧和活性滤料的全层氧化能力,在同等条件下大幅提高了系统处理水量和处理效率。用SEM、BET和EDS等对滤料进行微观表征,发现在运行过程中,比表面积增大了4倍,活性滤料表面会形成新鲜附着的锰氧化膜,且双向流上下层滤料并无明显区别。     

生物除铁除锰滤池对As（V）的去除效果研究

采用人工配水模拟天然水体,考察了生物除铁除锰滤池对As（V）的去除性能。结果表明,当原水As（V）含量不高于200wg／L时,生物除铁除锰滤池对铁、锰的去除效果不受砷的影响,且As（V）去除率可达到95％以上,出水铁、锰及砷含量均满足标准限值要求;生物除铁除锰滤池对As（V）的去除主要发生在深度为0～660mm的滤层内;滤柱在反冲洗后,短时期内会出现砷、铁含量超标现象。     

活性无烟煤滤池处理高氨氮原水的中试研究

针对南方饮用水源水氨氮和有机物浓度季节性上升的特点,开展了活性无烟煤多功能滤池处理高氨氮原水的中试研究。中试处理规模为120 m3/d,滤速为8 m/h,原水氨氮平均浓度为3.1 mg/L。试验结果表明,滤池进水溶解氧浓度不足会导致工艺出水氨氮浓度高于《生活饮用水卫生标准》(GB 5749—2006),同时伴随有亚硝态氮的积累;当采用纯氧曝气提高滤池进水DO至11.9～13.6 mg/L后,活性无烟煤滤池的净水效果大幅提高,出水氨氮<0.1 mg/L,亚硝态氮浓度几乎为零,氨氮全部转化为硝态氮,氨氮有效去除浓度与所需DO浓度的比值平均为1∶4.49。在纯氧曝气条件下,滤池对氨氮的去除率达到97%,对CODMn和UV254的去除率均在44%左右。