滤速与水质对低温含铁锰氨地下水中氨去除的影响

在某除铁锰氨氮地下水水厂,以中试滤柱开展了低温(6～8℃)生物除铁锰硝化耦合CANON[Fe(Ⅱ) 2.91～6.35 mg·L~(-1)、 Mn(Ⅱ) 0.47～0.98 mg·L~(-1)和NH~+_4-N 1.15～2.26 mg·L~(-1)]工艺运行实验,探究滤速与水质对氨氮去除的影响.结果表明,停运1个月的成熟低温铁锰氨生物滤柱以2 m·h~(-1)的滤速经过40 d的培养,成功启动了低温生物除铁锰硝化耦合CANON工艺.在此工艺中当保持进水浓度不变,提升滤速会降低滤柱对氨氮的网捕效率,增加滤层深处的氨氮浓度,提高滤层深处AnAOB对氨氮离子的网捕效率,进而导致水中经CANON作用去除的氨氮增加,而硝化作用去除的氨氮降低;当保持滤速不变,提升进水氨氮浓度会使更高浓度的氨氮进入滤层,增加了氨氮和亚氮共存区域中氨氮的浓度,提高了滤层中AnAOB对氨氮离子的网捕效率,进而导致CANON作用去除的氨氮增加.     

低温高铁锰氨氮地下水生物同池净化

为实现低温(5~6℃)高铁锰氨氮[TFe 9.0~12.0 mg·L~(-1)、Fe(Ⅱ)6.5~8.0 mg·L~(-1),Mn(Ⅱ)1.9~2.1 mg·L~(-1),NH_4~+-N 1.4~1.7 mg·L~(-1)]地下水生物同池净化,以中试模拟滤柱在某水厂进行了实验研究.结果表明,出水总铁在启动之初即能合格,出水氨氮和锰分别在72 d和75 d实现净化.工艺启动周期受培养温度和原水水质影响较大.滤速越大,锰的极限去除量越低,滤速≥1.0 m·h~(-1)时,锰的极限去除量为3.0 mg·L~(-1).锰是滤速提升的限制因素,工艺极限滤速是4.5m·h~(-1).滤速≤6.0 m·h~(-1)时,氨氮的极限去除量为1.5 mg·L~(-1),且不受滤速影响,溶解氧(dissolved oxygen,DO)不足导致工艺对更高浓度氨氮净化失败.DO充足的条件下,工艺净化所需滤层厚度随锰和氨氮浓度增加而增厚.滤速增大会导致铁锰氨氧化去除区间向滤层深处位移,发生"锰"溶出现象.进一步分析表明,铁和氨氮在滤层内可同步氧化去除;锰的高效氧化去除区间与铁和氨氮的高效氧化去除区间存在明显分级.     

不同滤料滤池启动期内对铁锰离子的去除机制

采用两座小试生物滤池,考察了锰矿砂和石英砂滤料在启动期内对铁锰离子的去除特性,并结合材料表征手段解析了过滤去除机制.启动运行结果表明,在进水铁锰质量浓度为2～3 mg·L~(-1)和0. 3～0. 6 mg·L~(-1)时,石英砂滤池分别需要15 d和30 d完成铁锰的去除,而锰矿砂滤池在10 d内完成除铁过程,而出水锰质量浓度始终低于0. 1 mg·L~(-1),满足国标要求.锰矿砂表面天然铁锰氧化物的吸附催化作用是其去除效果优于石英砂的关键.一方面,当铁氧化物在石英砂滤池内形成后,其同样能继续吸附催化铁离子,两滤池对铁离子的最终转化产物为复合氧化物,2价与3价铁的比值在1∶1. 44～1∶1. 54之间.其次,在启动期内,锰矿砂滤池对锰离子的去除以吸附催化氧化完成,其产物为3价态锰,而后续在生物作用下趋于转化为4价;石英砂滤池对锰离子的去除以吸附主导,但吸附容量饱和后以生物作用为主.最终,锰离子转化产物为2价、3价和4价态的复合态氧化物.此外,锰氧化产物呈层状结构,铁氧化产物为颗粒形态,二者均能披覆在滤料表面,但后者更容易被反洗出滤层,而前者则倾向于披覆在锰矿砂表面或积累在石英砂滤层孔隙间.     

磷酸盐对铁锰复合氧化膜去除地表水中氨氮的影响

利用中试实验系统,研究磷酸盐对石英砂滤料表面负载的铁锰复合氧化膜去除地表水中氨氮的影响.结果表明,当水温为17.2~21.9℃时,随着运行时间的推移,未投加磷酸盐滤柱的氨氮去除效果有所下降;而投加5~15μg·L~(-1)磷酸盐滤柱的氨氮去除效果稳定,且去除率大于95.3%.当水温低于10.5℃时,滤柱出水氨氮浓度超标,此时通过提高磷酸盐投加量至30μg·L~(-1)或增加滤层厚度均可实现出水氨氮浓度达标.但随着系统持续运行,仅增加滤层厚度的滤柱出水氨氮浓度会再次超标.水温在6.5~10.5℃之间,投加30μg·L~(-1)磷酸盐的条件下,120 cm和80 cm活性滤层的最大安全进水氨氮浓度分别为2.34 mg·L~(-1)和1.95 mg·L~(-1).滤柱中生物灭活实验表明活性氧化膜对氨氮的去除同时包括催化氧化作用和生物作用;投加磷酸盐条件下,活性氧化膜的总活性和催化氧化活性分别是未投加磷酸盐条件的1.36倍和1.79倍,这表明磷酸盐促进了活性氧化膜的催化氧化活性.     

生物滤池净化含铁锰高氨氮地下水试验研究

以中试有机玻璃滤柱反应器进行伴生高浓度氨氮含铁锰地下水生物同步净化试验研究,结果表明,进水氨氮浓度高于2.0mg/L时,溶解氧浓度是限制锰与氨氮去除的主要原因.下向流底部曝气过滤运行(气水逆向)可解决溶解氧不足的问题,但滤柱滤水能力有限;上向流底部曝气过滤(气水同向)同样可以满足铁锰氨氮氧化需氧量,然而曝气扰动作用削弱了滤池过滤截留能力造成铁锰氧化物穿透滤层,致使滤层出水铁锰浓度无法满足标准要求,曝气量越大,其滤池截留能力越弱.     

地下水中石英砂滤层去除氨氮的动力学方程和基于反应活化能的分析

在中试条件下考察了成熟石英砂表面滤膜去除地下水中氨氮(NH_4~+-N)的效果,并通过改变不同的进水NH_4~+-N浓度(1.6、2.1、2.5mg·L~(-1))拟合NH_4~+-N反应动力学方程.结果表明,NH_4~+-N在滤层中的去除符合一级动力学方程;当进水流速为5 m·h~(-1)时,滤层厚度为130 cm的成熟石英砂滤层最大NH_4~+-N去除浓度为2.51 mg·L~(-1).同时,通过改变不同的进水温度(10.8、10.9、12.4、14.0℃)测试了NH_4~+-N反应活化能,结果表明,NH_4~+-N在成熟石英砂滤层中氧化所需的活化能为96.8 k J·mol~(-1).     

不同滤料滤池启动期内对铁锰离子的去除机制

采用两座小试生物滤池,考察了锰矿砂和石英砂滤料在启动期内对铁锰离子的去除特性,并结合材料表征手段解析了过滤去除机制.启动运行结果表明,在进水铁锰质量浓度范围为2~3 mg·L-1和0.3~0.6 mg·L-1时,石英砂滤池分别需要15d和30d完成铁锰的去除,而锰矿砂滤池在10d内完成除铁过程,而出水锰质量浓度始终低于0.1 mg·L-1,满足国标要求.锰矿砂表面天然铁锰氧化物的吸附催化作用是其去除效果优于石英砂的关键.然而,一方面,当铁氧化物在石英砂滤池内形成后,其同样能继续吸附催化铁离子,两滤池对铁离子的最终转化产物为复合氧化物,+2与+3价铁的比值在1:1.44~1:1.54之间.其次,在启动期内,锰矿砂滤池对锰离子的去除以吸附催化氧化完成,其产物为+3价态锰,而后续在生物作用下趋于转化为+4价;石英砂滤池对锰离子的去除以吸附主导,但吸附容量饱和后以生物作用为主.最终,锰离子转化产物为+2、+3和+4多价态的复合态氧化物.此外,锰氧化产物呈层状结构,铁氧化产物为颗粒形态,二者均能披覆在滤料表面,但后者更容易被反洗出滤层,而前者则倾向于披覆在锰矿砂表面或积累在石英砂滤层孔隙间.     

铁锰复合氧化膜同步去除地表水中氨氮和锰

在中试条件下,以石英砂为载体,利用表面负载的铁锰复合氧化膜同步去除地表水中的氨氮和锰,考察了氨氮和锰的去除效能及动力学过程.结果表明,活性氧化膜对地表水中氨氮和锰的去除率可达到90%以上.滤料对氨氮和锰的去除符合拟一级动力学关系,但其动力学常数ka随进水污染物浓度范围的不同而变化.滤速在4~13m/h之间,出水氨氮和锰均可达标;滤速增大,单位体积滤料对氨氮和锰的去除能力提升,去除污染物所需滤层厚度与滤速符合幂函数关系.活性氧化膜对地表水低温条件具有一定的适应性,温度降低至10℃,进水氨氮浓度2.0mg/L,锰浓度0.9mg/L,出水达到我国饮用水水质标准限制.     

低温地下水净化工艺中氨氮去除性能及机制

在东北某自来水厂,以中试滤柱开展了低温（5~6℃）高铁锰氨[Fe（Ⅱ）11.9~14.8 mg·L^-1、Mn（Ⅱ）1.1~1.5 mg·L^-1和NH₄⁺-N 1.1~3.2 mg·L^-1]净化工艺实验,以探究氨氮去除途径与生物滤柱的除氨性能.结果表明,滤柱在启动初期就对氨氮具有良好的去除效果,通过理论分析与实验验证可知,TN_loss是由铁氧化物对氨氮吸附造成,氨氮转化为硝氮的过程是生物硝化作用.氨氮质量浓度提高过程中,由于吸附位点有限,铁氧化物对氨氮的吸附量稳定在1 mg·L^-1左右,氨氮氧化去除量不断增加,其中在滤柱上部滤层的去除量远大于下部滤层,DO是限制氨氮氧化去除量进一步增加的限制因素.滤速提升过程中,铁氧化物对氨氮吸附时间缩短,吸附量有所减少,空床接触时间（empty bed contact time,EBCT）缩短,使得单位体积滤料中硝化菌硝化去除的氨氮减少,需要增加滤层厚度以提升氨氮去除效果.     

进水氨氮浓度对生物除磷颗粒系统的影响

在SBR反应器中接种成熟的生物除磷颗粒,通过分阶段提高进水中氨氮浓度,研究了进水氨氮浓度对生物除磷颗粒系统的影响,确定系统对进水氨氮负荷的承受能力.结果表明,进水氨氮浓度低于45 mg·L~(-1)时,生物除磷颗粒系统具有良好的性能,TP去除率在96%以上,COD去除率在89%以上,出水TP浓度和COD浓度分别在0. 4 mg·L~(-1)和25 mg·L~(-1)以下,颗粒粒径在950μm以上,SVI在45 m L·g~(-1)以下;进水氨氮浓度为60 mg·L~(-1)时,TP去除率在95%以上,出水TP浓度在0. 5mg·L~(-1)以下,颗粒粒径为760μm,SVI为56 m L·g~(-1),系统中生物除磷颗粒出现部分解体,PAOs代谢和生长开始受到抑制.进水氨氮浓度达到70 mg·L~(-1)时,TP去除率为70%,出水TP浓度在3 mg·L~(-1)左右,颗粒粒径为570μm,SVI为75 m L·g~(-1),PN/PS值达到7. 50左右,系统中生物除磷颗粒严重解体,PAOs代谢和生长被严重抑制.随着进水氨氮浓度上升,导致生物除磷颗粒中微生物分泌蛋白质增加和多糖减少,PN/PS值增大,出现生物除磷颗粒解体,颗粒粒径减小和SVI上升,生物除磷颗粒的结构和功能被破坏.     

净化铁锰氨生物滤池内氨氮转化途径

为考察净化铁锰氨生物滤池内NH₄+-N的转化途径,利用氮素计量关系和沿程试验研究了净化铁锰氨生物滤池内产生TN_loss(氮损失)的原因和NH₄+-N转化途径. 结果表明,净化铁锰氨生物滤池内DO消耗异常,TN_loss不守恒,当进水ρ(NH₄+-N)平均值分别为1.262、2.296、3.111 mg/L时,NLR(氮损失率)分别能达到7.89%、12.91%、17.73%. 利用硝化反应和CANON(全程自养脱氮)方程式计算得出理论TN_loss和TDOC(理论耗氧量),与实际TN_loss和ADOC(实际耗氧量)的差值分别小于±0.030、±0.10 mg/L,各阶段NH₄+-N 通过CANON途径转化的比例分别为48.58%、60.77%、68.10%,硝化反应和CANON途径共同参与了NH₄+-N转化. 沿程试验结果表明,整个试验阶段,NO₂--N在滤层中均有积累,并在滤层厚度为10~18 cm内出现NO₂--N和NH₄+-N共存的现象,进一步证明CANON途径是净化铁锰氨生物滤池内产生TN_loss的原因.      

硝化耦合CANON的铁锰氨生物净化工艺启动与运行

在某生物除铁除锰水厂,以中试模拟滤柱开展了硝化耦合CANON的铁锰氨生物净化工艺启动与运行试验,并分析了氨氮转化去除路径.结果表明,生物除铁除锰滤池历经164 d驯化培养,可实现硝化耦合CANON去除氨氮并稳定运行,特征值ΔNH+4-N/ΔNO-3-N为1.49,生物滤柱对Fe(Ⅱ)、Mn(Ⅱ)和NH+4-N的氧化去除量分别为(9.87±1.17)、(2.25±0.06)和(1.51±0.06)mg·L-1.基于氮素守恒和溶解氧(DO)守恒分析,通过CANON过程去除的氨氮质量分数为33.48%~38.87%,氨氮去除量与实际需氧量的平均比例为1∶3.79~1∶3.94.温度越低,氨氮经CANON过程去除的质量分数越低.     

钱塘江杭州段沉积物中铁锰的分布特征

针对钱塘江杭州段水污染现状,对钱塘江杭州段12个采样断面的沉积物进行了系统研究。结果表明,沉积物Fe、Mn的平均含量分别为2.05%,449 mg/kg,变异系数分别为16%、27%。主成分分析结果表明,Fe、Mn、K具有一定的同源性,代表沉积物的自然来源,Fe、Al的分布情况反映两者之间可能存在一定的同源性。相关性分析结果表明,Fe、Al、K均与粘粒显著或极显著相关,反映了地球化学作用和水文条件相互作用的结果;Mn与有机污染(OM)呈显著负相关,说明Mn的污染源与OM不存在同源性,相反,有机质污染导致沉积物锰含量有所降低,两者可能存在密切关系。     

Bio-F生物吸附剂对水中铁锰的去除与特性

以Bio-F（Bio-F生物吸附剂）为材料,研究其对水中Fe2+和Mn2+的去除能力与特性. 结果表明,Bio-F可同时去除水中Fe2+和Mn2+且吸附过程符合Lagergren一级动力学模型. Langmuir吸附等温线能较好地描述Bio-F吸附Fe2+和Mn2+的过程,表现为单分子层化学优惠吸附,其对Fe2+和Mn2+的最大饱和吸附量分别达491和380 mgg. Bio-F对Fe2+和Mn2+的吸附为吸热反应且在pH 6~7范围内可保持86％以上吸附能力(P>005). 较高的c(Ca2+)和c(Mg2+)可明显抑制Bio-F去除Fe2+和Mn2+的能力（P<005),但高c(PO₄3-)则可促进该吸附过程（P>005). Bio-F经10次再生后对Fe2+和Mn2+的去除率分别达9727%和9467%. Bio-F无毒安全,采用Bio-F处理高铁锰饮用水具有应用潜力.      

铁,镍,锰的火焰塞曼原子吸收分光光度分析

运用火焰塞曼原子吸收对铁、镍、锰等谱线较复杂的元素进行了测定，在实验的基础上，提出了仪器最佳工作条件，并对该分析方法的灵敏度、精密度及准确度进行了探讨。     

生物法去除地下水中铁锰的影响因素

分析了生物法除地下水中铁锰的影响因素,曝气后使地下水中DO为7.0～7.5mg/L及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,且工艺能够达到铁锰同除的要求.本研究提出的“成熟滤料移植”生物过滤方法,适合于对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实验室选择性培养基培养、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6～9L/(s·m²)、7～11L/(s·m²)的较低范围时,滤层的微生物相受扰动较小,反冲后铁锰去除能力能在5h内恢复.同时滤层采用1.0～1.2mm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35～38h.     

生物除锰除铁滤池对低氟的去除效果研究

氟元素与人体健康关系比较密切,其含量过高和过低对人体健康都有危害,因而对地下水中氟污染物的研究,意义重大。为此人工配制了含F-为1．00～3．00mg／L、不同Mn2＋、Fe2＋浓度的原水,并通过已经培养成熟的生物除锰除铁滤池进行过滤。结果表明,进水pH（5．5～7．5）为中性条件下,滤池对氟具有长期稳定的微弱去除效果。在低pH（2．5—3．5）条件下,出水F-浓度在短时间内达到生活饮用水标准。     

利用铁粉和硫化亚铁处理废旧干电池制取硫酸锰

在实验室条件下分别利用铁粉和硫化亚铁(FeS)作为还原剂处理废旧电池制取MnSO4的工艺进行了系统的研究,并对反应过程中影响MnSO4产量的各种因素进行了探讨和归纳.实验结果表明:硫酸浓度和还原剂的用量对反应影响很大,同时得出以FeS为还原剂制取MnSO4的最佳反应条件:硫酸用量为15 mL,反应温度70℃,FeS用量为0.8 g和反应时间3 h时,MnSO4的产率可达80%以上.而以铁粉还原剂制取MnSO4的最佳反应条件:硫酸用量为15mL,反应温度70℃,铁粉用量为0.3 g和反应时间4 h,MnSO4的产率可达80%以上.