生物滤池同步净化低温高铁锰氨氮地下水

为实现低温（5~6℃）高铁锰氨氮[TFe：9~15mg/L,Fe²⁺：6~12mg/L,Mn²⁺：0.8~1.2mg/L,NH₃-N：0.9~1.4mg/L]地下水的生物同步净化,以水厂实地滤柱进行实验.结果表明,在该种水质下,以1.0,3.0m/h滤速启动生物滤柱,分别历经128,91d启动成功.铁和氨氮自启动之初出水即合格,锰的去除仍然是滤池成熟的决定性因素.溶解氧（DO）充足条件下,净化所需滤层厚度随氨氮浓度的升高而加厚,氨氮极限去除浓度为1.60mg/L.进水DO不足是限制氨氮继续提升的主要因素.滤速越大,锰的去除量越少,净化所需滤层越厚,滤柱极限运行滤速为8.0m/h.沿程分析发现,铁和锰的氧化去除存在显著分级,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相对滞后.     

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.     

高铁锰氨氮地下水净化试验及氧化动力学

在水厂,以中试模拟滤柱开展了高铁锰氨氮(8~10℃,TFe 6~14mg/L,Mn 0.8~1.5mg/L,NH_4~+-N 2.0~3.0mg/L)地下水净化试验及氧化动力学分析.结果表明,一级曝气+一级过滤、一级曝气+两级过滤工艺均由于溶解氧(DO)不足,对高铁锰氨氮地下水净化失败;曝气生物滤池由于曝气对水流造成紊动,净化效果最差;曝气生物滤池+两级过滤工艺可实现高铁锰氨氮地下水净化,但是运行滤速仅有6.0m/h;两级曝气+两级过滤工艺净化效果最优,可实现高铁锰、氨氮地下水(8~10℃,TFe 17.66mg/L,Mn 1.71mg/L,NH_4~+-N 3.37mg/L)净化,一级和二级滤速分别可达13.25m/h和12.75m/h,且在低温下亦适用,可实现低温高铁高锰高氨氮(5~6℃,TFe 9.72mg/L,Mn 3.29mg/L,NH_4~+-N 3.44mg/L)地下水的净化,一级和二级极限滤速分别为10.0m/h和8.0m/h.氧化动力学分析表明,铁氧化去除遵循一级化学氧化动力学规律,其氧化动力学常数为(1.02~1.18)×10.氨氮和锰的去除均遵循零级酶促反应动力学规律,其氧化动力学常数分别为(0.15~0.83)×10~(-1)和(0.31~1.20)×10~(-1).除铁除锰生物滤池中,铁的氧化去除速率最快,优先完成去除,锰和氨氮完成氧化去除的先后顺序受基质浓度大小影响较大.     

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.     

生物净化低温高铁锰氨氮地下水氨氮去除机制

在某水厂,对"两级曝气+两级过滤"生物净化工艺净化低温高铁锰氨氮(5~7.8℃,Fe_(2+)8.0mg/L,Mn~(2+)3.0mg/L,NH_4~+-N3.0mg/L)地下水过程中,氨氮去除机制进行了试验研究.试验表明:一级和二级滤柱分别存在45.22%和35.97%的氮素损失(TN_(loss)),DO实际耗值分别比理论值少24.67%和22.27%.利用DO计量关系证明TN_(loss)过程是耗氧过程,TN_(loss)与TN_(loss)的DO耗值线性相关性较好,R20.970.分析表明:TN_(loss)产生于自养脱氮过程,与吸附、生物同化、异养反硝化和锰氧化耦合反硝化机制无关.利用氮素守恒和DO计量关系定量计算,一级和二级滤柱分别有51.40%、40.93%的氨氮由自养脱氮过程去除.生物硝化耦合自养脱氮是氨氮去除的主要途径,且进水氨氮浓度越高,自养脱氮比例越高.     

低温生物除铁除锰工艺快速启动与滤速的探求

为净化低温(5~6℃)高铁高锰这种地下水质,通过水厂实地滤柱实验表明,在该种水质下,适当调整工艺运行的参数能够快速富集铁锰氧化微生物,在120d左右实现生物除铁除锰工艺的快速启动和稳定运行;滤柱启动过程中,对滤层厚度进行了优化,1500mm厚新滤料在启动过程中会导致出水锰超标,而800mm厚成熟生物滤层在6~8m/h滤速下,可完成对铁、锰的深度去除;在此条件下,进行滤速探求的实验研究,最高滤速可达到16.5m/h保证出水铁锰合格,并给出了相应的反冲参数.     

石英砂表面活性滤膜去除地下水中氨氮的试验研究

为研究石英砂滤料表面活性滤膜催化氧化地下水中氨氮的性能,采用已运行4年的中试石英砂滤柱,改变进水氨氮负荷并且长期持续过滤仅含氨氮的进水,考察该滤膜催化氧化氨氮的性能.结果表明:在进水氨氮浓度为0.8~1.3mg/L,水温为20~23℃,滤速为7m/h的试验条件下,滤料表面活性滤膜催化氧化氨氮的性能可长期保持稳定、高效;在溶解氧(DO)充足的条件下,氨氮的最大去除负荷为22.3g/(m³·h),且其与氨氮进水负荷正相关;氨氮的极限去除浓度受溶解氧的限制,且当DO不足时,滤速对溶解氧的消耗影响较大.     

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.     

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.     

催化氧化除氨氮/锰技术在滤池改造中的应用研究

西安市某地下水源水厂石英砂滤池中滤料表面形成的氧化膜催化活性很低,基本不具备去除铁、锰、氨氮的能力,出水安全隐患较高,因此在中试滤柱系统中评价了石英砂滤料除铁（Fe²⁺）、锰（Mn²⁺）、氨氮（NH₄⁺-N）效能,并进行活性滤料的性能优化.在此基础上,在水厂原有石英砂滤池中进行活性滤料的原位制备.结果表明,水厂石英砂滤料基本不具备去除Fe²⁺、Mn²⁺、NH₄⁺-N能力.在中试滤柱系统中,经过3d挂膜,低浓度Fe²⁺、Mn²⁺、NH₄⁺-N的去除率均可达93%以上.在滤池中进行原位改造后,进水NH₄⁺-N浓度为（0.3±0.05） mg/L时,去除率由28%提高到90%,进水Mn²⁺浓度为（0.3±0.05） mg/L时,去除率由50%提高到80%.进一步分析滤料表征发现,改造后滤料形貌和结构均发生了改变.XRD分析结果表明,改造后滤料产生了新峰,证明了滤料具备了活性.改造后可满足案例水厂净水安全的需要,具有较高的实用价值.     

太湖流域典型河网水体氮磷负荷及迁移特征

对西太湖流域典型河道水体及沉积物氮磷含量进行分析,利用原柱样培养实验测定了沉积物-水界面氮磷交换通量及需氧量(SOD),并探讨他们之间的关系,结果表明:研究区域河道水体和沉积物氮磷总体含量水平较高,水体TN和TP平均含量分别为4.12mg/L和0.16mg/L,沉积物TN和TP平均含量分别为1658.76mg/kg和712.25mg/kg, NO₃^--N为水体无机氮的主要存在形态,NH₄⁺-N为沉积物无机氮的主要存在形态.沉积物需氧量(SOD)区域间差异较大,大体呈现西、南部区域较高,北部区域较低的特征;沉积物-水界面各无机氮磷交换通量分别为:NH₄⁺-N为-188.08~329.45mg/(m²·h),均值为13.05mg/(m²·h);NO₃^--N为-118.68~42.86mg/(m²·h),均值-28.09mg/(m²·h);NO₂^--N为-18.37~-4.81mg/(m²·h);均值-8.22mg/(m²·h);溶解性活性磷(SRP)为-10.94~10.58mg/(m²·h),均值1.34mg/(m²·h). NH₄⁺-N整体表现为由沉积物向上覆水释放,且与沉积物有机质(LOI)呈极显著正相关,SRP交换通量与沉积物中TP和TDP均显著正相关,表明NH₄⁺-N的释放与沉积物有机质的分解有关,SRP释放主要受沉积物TP和TDP影响.总体看,西部区域点位沉积物及水体氮磷污染最为严重,氮磷交换通量也较大,在区域内又表现为下游入湖口 > 上游的特征,表明人类活动对太湖流域典型河网氮磷水平及迁移转化特征影响较大.     

曝气比和NH4-N浓度影响生物滤池净化海水养殖外排水效果研究

采用4组不同NH₄-N浓度的曝气生物滤池,分析滤池在7个曝气比条件下对海水养殖外排水的净化效果。结果表明:生物滤池启动阶段,生物膜成熟期随NH₄-N浓度的升高而缩短,高NH₄-N浓度滤池的生物膜成熟期较其它三组滤池缩短了10 d左右。滤池启动成功后,在相同曝气比条件下,随NH₄-N浓度的升高,4组滤池对出水NH₄-N的平均去除率由81.1%降至73.3%;高NH₄-N浓度滤池的出水NO₂-N浓度与其它三组相比增加了10倍,最终达到2.6 mg/L。随着曝气比的逐步增大,4组滤池对出水NH₄-N的平均去除率先升高后降低,在曝气比为10:1时平均去除率达到最大值（88.2%）。本研究表明,选取4 mg/L的NH₄-N浓度,维持曝气比10:1是生物滤池运行的理想条件:生物滤池启动周期较短,出水NH₄-N去除效果达到最佳且NO₂-N浓度较低,从而实现对海水养殖外排水的最佳净化效果。     

一株高适应性Nitrosomonas eutropha CZ-4的脱氨特性

从垃圾渗滤液中分离得到了一株亚硝化单胞菌Nitrosomonas eutropha CZ-4,其16S rDNA序列与N.eutropha C91的相似性达99%.研究了pH值、温度、游离亚硝酸浓度、盐度等对其生长的影响,并测试了其在垃圾渗滤液、黑臭水和富营养化湖水中的脱氨效果.结果表明,该菌的最适生长pH值为7.3~8.7,最适生长温度为30.9℃,游离亚硝酸和盐度对该菌的半数抑制浓度分别约为0.11mg/L与2%.在最佳发酵条件下,该菌的最大氨氮去除速率为58mg/（L·h）,最短倍增时间为8.2h;在不同类型的污水/地表水（初始氨氮浓度为0.66~603mg/L）中,该菌的最大氨氮去除速率为11.4mg/（L·h）,最短倍增时间为10.9h,最低残余氨氮浓度为0.11mg/L.     

曝气策略调控CANON工艺降温降基质稳定运行

通过调整曝气策略,研究了降温降基质（氨氮）运行过程中实现全程自养脱氮（CANON）序批式生物膜反应器（SBBR）稳定运行的可行性.结果表明,在中温（35℃）高基质[（446.47±43.77）mg NH₄⁺-N/L]曝气/停曝=60min/60min条件下,反应器稳定运行223d,总氮去除负荷（TNRR）和总氮去除率（TNRE）分别为（0.49±0.07）kg N/（m³·d）和（84.3±4.6）%.温度降至20~23℃,根据一个运行周期内NO₂^--N积累速率和去除速率之比调整曝气工况为曝气/停曝=40min/80min,运行69d后TNRR和TNRE分别降至（0.43±0.04）kg N/（m³·d）和（69.5±5.7）%.而后逐步梯度降低基质至（105.6±16.1）mg NH₄⁺-N/L,采用相同策略分别调整曝气/停曝时间为40min/80min、30min/90min和8min/32min,运行93d后TNRR降至（0.16±0.02）kg N/（m³·d）,TNRE升至（71.5±7.5）%.高通量测序结果从群落组成角度证实了降温和降基质过程中实施的曝气调控策略维持了CANON系统脱氮功能菌的主导地位,亚硝酸盐氧化菌NOB相对丰度一直被控制在0.1%以下.     

微电解-电极生物膜法在污水深度处理中的应用

为考察微电解-电极生物膜法的污水深度处理效果,以受污染河水为处理对象,以碳素纤维作为微电解和电极生物膜的电极材料,研究微电解和电极生物膜的污水处理特点及运行条件. 结果表明:微电解可有效去除污水中PN(颗粒态总氮)、PP(颗粒态总磷)、DTP(溶解性总磷)和NH₃-N,去除率分别达到94%、95%、93%和98%;其中DTP的去除以与微电解产生的Fe2+的沉淀反应为主,NH₃-N的去除以硝化反应为主. 微电解提高了有机物的去除率,但对DTN(溶解性总氮)的去除率较低. 电极生物膜能有效去除污水中的NO₃--N,对不同进水水质的适应性较强,脱氮以自养反硝化为主,异养反硝化可有效去除剩余有机物,ρ(NO₃--N)低于45.0 mg/L的污水经过电极生物膜处理后,NO₃--N可被完全去除. 在HRT(水力停留时间)为8 h、电流密度为0.10 mA/cm2的条件下,微电解-电极生物膜法对各种污染物去除效果显著,工艺运行稳定,出水ρ(TN)和ρ(COD_Mn)平均值均低于0.5 mg/L,ρ(TP)低于0.05 mg/L,浊度小于1.0 NTU,可实现污水的深度处理.      

上流双层填料单级自养脱氮反应器启动与运行

通过接种亚硝化与厌氧氨氧化污泥,以无机高氨氮（110~130mg/L）废水为对象,研究上流式双层填料反应器的启动与运行.反应器上层与下层分别以沸石和聚氨酯海绵作为填料,启动两种填料高度比分别为2：3和3：2的1号和2号反应器,历时139d成功建立自养脱氮系统.结果表明,1号反应器最高总氮去除率达84.4%,2号最高总氮去除率达81.8%,总氮去除负荷分别达0.15,0.14kgN/（m³·d）.进水未添加有机碳源时,2号△NO₃^--N/△NH₄⁺-N一直稳定在特征值0.11附近,自养脱氮系统更为稳定.在添加有机碳源情况下,2个反应器总氮去除率都得到提升,△NO₃^--N/△NH₄⁺-N也更为稳定.说明一定浓度的有机物能强化系统稳定运行,提高系统脱氮性能.反冲洗稳定后,1号反应器出水NO₃^--N由未反冲洗前的17.61mg/L降低到10mg/L以下,说明适当的反冲洗可以有效恢复反应器运行,反冲洗与NOB抑制手段相结合能更好地维持反应器的长期稳定运行.     

温度和DO对MBBR系统硝化和反硝化的影响

在缺氧/好氧/好氧串联运行的移动床生物膜反应器（MBBR）系统中考察了温度和好氧反应器中溶解氧（DO）水平对生物膜硝化和反硝化过程氮素去除的影响,并通过高通量测序技术探究温度和DO的变化造成的MBBR系统中脱氮功能菌群结构的差异,从而在微观水平解释硝化和反硝化受温度和DO影响的生物学机理.结果表明,系统温度的升高可以同时强化生物膜硝化和反硝化过程,且好氧反应器中DO水平的提高对硝化过程有利,从而提高系统的脱氮效果.本研究中,在系统连续运行阶段,当系统温度和好氧O₁反应器的DO浓度为本研究范围内的最高水平时（即温度=20~22℃、DO=5~8mg O₂/L）,比硝化负荷可达1.60g NH₄⁺-N/（m²·d）以上,而相同温度范围内比反硝化负荷可高达2.84g NO₃^--N/（m²·d）,从而使MBBR系统在该工况条件下获得了最佳的NH₄⁺-N和TN去除率（分别达到了98.7%和85.7%）.温度和DO影响硝化和反硝化的根本原因是温度和DO变化引起了脱氮功能菌群数量和群落结构的改变：当好氧反应器的DO水平下降时,硝化功能细菌的OTUs比例显著降低,尤其是异养硝化细菌的生长受到了严重的抑制;而温度的变化对反硝化细菌的影响主要体现在群落结构的变化.     

冬季大黑汀水库沉积物-水界面氮磷赋存特征及交换通量

本文研究了大黑汀水库表层沉积物碳氮磷污染负荷及分布特征,利用Peeper （pore water equilibriums）技术获取沉积物-水界面氮磷剖面特征,分析大黑汀水库间隙水氮磷分布的空间差异;采集沉积物无扰动柱样用静态培养法对其水土界面氮磷交换速率进行估算.结果表明：沉积物中TN、TP和TOC的含量分别在729~5894mg/kg、1312~2439mg/kg和0.5%~5.6%之间,沉积物中氨氮（NH₄⁺-N）、硝酸盐氮（NO₃^--N）、亚硝酸盐氮（NO₂^--N）和活性磷（PO₄^3--P）含量分别在0.6~202.9、34.4~168.3、0.1~0.3和16.1~75.2mg/kg之间,主要表现为下游含量高于上游,空间分布特征明显;沉积物C/N表明该水库有机质主要来源于水体内部,与人类网箱养殖活动有关.间隙水中NH₄⁺-N和PO₄^3--P浓度远高于上覆水,表明大黑汀水库间隙水具有向上覆水体扩散营养盐的潜力.在垂直方向上间隙水中NH₄⁺-N浓度随深度的增加而变大,PO₄^3--P浓度具有在0~4cm快速增加,之后表现出逐渐降低的趋势.静态释放结果表明,沉积物-水界面NH₄⁺-N和PO₄^3--P的交换通量分别为3.5~110.5mg/（m²·d）和0.1~1.6mg/（m²·d）,NO₃^--N和NO₂^--N交换通量在-112.5~157.2mg/（m²·d）和0.04~0.94mg/（m²·d）之间.NH₄⁺-N、NO₃^--N和PO₄^3--P在下游表现出较高的释放速率.较高的沉积物内源负荷使得大黑汀水库沉积物具有较大的向上覆水释放营养盐的潜力,改善水库沉积物污染状况是治理大黑汀水库水体环境的必要之举.