高铁锰氨氮地下水净化试验及氧化动力学

李 冬,曹瑞华,曾辉平,张 杰,2



高铁锰氨氮地下水净化试验及氧化动力学

李 冬1*,曹瑞华1,曾辉平1,张 杰1,2

(1.北京工业大学水质科学与水环境恢复工程北京市重点实验室,北京100124；2.哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室,黑龙江哈尔滨 150090)

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,NH4+-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,NH4+-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,NH4+-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.

高铁锰；氨氮；地下水；溶解氧；两级净化；滤速；氧化动力学

近年来,由于大量生活污水排放和农业化肥施用并通过雨淋、渗流等作用补给到地下含水层,导致地下水中的氨氮浓度不断攀升[1-2],以本文试验所在水厂为例,哈尔滨某水厂原水氨氮平均浓度从2013年至2015年增加了0.6mg/L,佳木斯某水厂原水氨氮平均浓度从2009年至2015年增加了0.7mg/L,随着原水氨氮污染加剧,两座除铁除锰水厂出厂水锰和氨氮均有不同程度超标.

研究表明,当原水中氨氮浓度超过2.0mg/L后,生物固锰除锰效能将会下降[3];温度越低,锰氧化菌(MnOB)固锰除锰活性会越差[4-5],硝化菌的硝化能力越低[6-7];目前国内外对铁锰氨复合污染地下水的研究,水质温度多在10℃以上,锰和氨氮浓度普遍低于1.2mg/L[8-9],对低温高铁锰氨氮复合污染地下水的净化研究鲜有报道. Mouchet等[5]研究认为,对高铁锰氨氮地下水分级处理,可以提高滤池对铁锰氨的去除效果.曾辉平等[9-10]研究表明,DO是除铁除锰生物滤池对高铁锰氨氮地下水净化效能降低的主要原因.为此本文在以上两地水厂开展了高氨氮污染的低温高铁锰(8~10℃,TFe 6~14mg/L, Mn 0.8~1.5mg/L, NH4+-N 2.0~3.0mg/L)地下水净化工艺研究,对比了一级曝气+一级过滤、一级曝气+两级过滤、曝气生物滤池、曝气生物滤池+两级过滤和两级曝气+两级过滤工艺的净化效能,并研究了生物滤池中铁锰、氨氮的氧化去除动力学规律,旨在为高氨氮污染的高铁锰地下水厂改造升级提供试验依据和理论基础.

1 材料方法

1.1 试验装置

在哈尔滨某地下水厂净化间搭建试验反应器R1、R2、R3和R4,如图1所示.各反应器规格型号及滤料装填情况如表1所示.试验滤柱承托层均采用鹅卵石,级配1.2~20.0mm,厚度300mm.一级曝气+一级过滤工艺采用R1反应器,一级曝气+两级过滤工艺采用R1和R2反应器串联,试验后期,通过增设二级喷淋曝气,将一级曝气+两级过滤工艺改造成两级曝气+两级过滤工艺.曝气生物滤池采用R3反应器,曝气生物滤池+两级过滤工艺采用R3和R4反应器串联.试验后期,为验证两级曝气+两级过滤工艺对低温高铁锰氨氮地下水(5~6℃,TFe7.0~ 12.0mg/L,Mn1.6~3.0mg/L,NH4+-N1.7~3.0mg/L)的适用性,在佳木斯某水厂搭建反应器R5和R6,并串联运行.

图1 反应器装置

R5反应器和R1反应器相同,R6反应器和R2反应器相同,R5/R6配水配药系统、二级曝气和提升系统均和R1/R2配水配药系统、二级曝气和提升系统相同,只是试验地点有别

表1 反应器型号及滤料

1.2 试验水质

试验期间水质情况见表2.试验前期采用水厂原水,试验后期向水厂原水配加硫酸亚铁、硫酸锰和硫酸铵模拟更高浓度氨氮污染的高铁锰地下水.

表2 试验水质情况

1.3 检测方法

按照GB5750-2006[11]规定,铁锰、氨氮的检测分别采用邻菲罗啉分光光度法、过硫酸铵分光光度法、纳氏试剂分光光度法,pH值、DO、氧化还原电位(oxidation-reduction potential, ORP)的检测采用便携式溶解氧仪(Qxi315i-WT W).

1.4 试验方法

在低速条件下启动R1、R2、R3、R4、R5和R6反应器,视滤柱出水情况分梯度提高运行滤速和原水铁锰、氨氮浓度,探究高铁锰氨氮地下水生物净化效能.试验时当滤柱滤速下降,且无法调节时进行反冲洗,反冲洗强度为10~16L/ (s·m2),反冲洗历时2~4min.

2 结果与讨论

2.1 高铁锰氨氮地下水生物净化工艺

如图2所示,理论上,除铁除锰生物滤池中,每mg铁锰、氨氮氧化去除需氧量分别是0.143, 0.29,4.57mg/L.一级曝气+一级过滤工艺(R1反应器)运行期间进水铁锰和氨氮浓度分别为7.76, 1.01,2.18mg/L,则理论需氧量(ThDO)为11.37mg/L,但是R1跌水曝气实际进水溶解氧(AcDO)仅有8.0mg/L,出水DO近乎为零,DO不足导致锰和氨氮的生物氧化过程受到抑制[10],R1出水锰和氨氮不满足《生活饮用水卫生标准》(GB5749-2006)[12].R1出水进入中间提升泵站后,由于存在表面复氧,R2进水DO略高于R1出水,平均为1.56mg/L,但是总的AcDO(9.56mg/L)仍然低于该水质中铁锰、氨氮氧化ThDO(11.37mg/ L),R2出水锰满足《生活饮用水卫生标准》(GB5749-2006)[12],但是氨氮不满足标准,检测显示R2出水DO为零.为了满足铁锰、氨氮氧化需氧量,使AcDO>ThDO,于试验第9d,在R1和R2之间增设二级喷淋曝气后,R2进水DO增加至8.0mg/L,出水氨氮浓度降低,并满足《生活饮用水卫生标准》(GB5749-2006)[12],检测表明,出水DO>3.50mg/L.由此说明AcDO

由于铁的氧化去除是以化学氧化为主的,且氧化还原电位(ORP<200mV)低于锰(ORP> 400mV)和氨氮(ORP200~300mV)[5,14],所以在一级曝气+一级过滤试验中,当进水DO不足时,铁优先氧化去除,未受到锰和氨氮浓度的影响,也未受到DO不足的影响.因为锰的ORP高于氨氮,所以理论上锰的去除滞后于氨氮.R1中,在进水DO不足的条件下,锰和氨氮均有所去除,说明并非是ORP低的铁优先氧化去除,ORP高的锰最后才能去除,ORP介于两者之间的氨氮在铁氧化去除之后、锰氧化去除之前进行,而是三者的氧化去除过程同时进行[15].在一级曝气+两级过滤试验中,当AcDO

Tekerlekopoul等[16]和Gouzinis等[3]研究认为,生物硝化去除氨氮可以改变水体的ORP,促进MnOB的增长和锰的氧化去除;但是,文献[17]表明,Fe(Ⅱ)浓度决定着除铁除锰生物滤池进出水的ORP,硝化作用意义并不显著.尹军等[18]研究表明,水体的ORP与水温、pH值、碱度、硬度等多种因素有关.在低温条件下,R1中氨氮硝化去除量增大及Fe(Ⅱ)浓度提升后,R1中锰的去除率由39.60%下降至29.29%,并未提高.由此说明,铁锰氨生物净化滤池系统是一个复杂的氧化还原系统,锰的氧化去除可能受铁锰氨基质浓度、温度、DO等多种因素的影响.在增设二级曝气后,氨氮总的去除率由73.22%增至85.96%,R2中氨氮去除率由15.20%增至31.38%,可见氨氮的氧化去除受DO影响较为显著.在DO不足的条件下之所以R2出水锰满足《生活饮用水卫生标准》(GB5749-2006)[12],氨氮不满足,可能是因为锰和氨氮的氧化去除均属于酶促反应范畴,遵循莫诺得方程[19-23],因为锰的基质浓度较低、氨氮的基质浓度较高,所以在相同的空床接触时间(EBCT)内,锰优先完成去除,出水氨氮有剩余,亦可能是锰的氧化动力学常数较大,去除速率较高所致.

图2 R1和R2进出水铁锰和氨氮浓度变化

一级曝气+一级过滤、一级曝气+两级过滤、两级曝气+两级过滤对比试验说明,单纯靠增设两级过滤、增加滤层厚度和EBCT并不能解决高铁锰氨氮地下水净化失败问题,只有在进水AcDO>ThDO的情况下,才能实现高铁锰氨氮地下水的净化.如果将生物除铁除锰水厂一级曝气+一级过滤工艺改造升级为两级曝气+两级过滤,为保证水厂供水量,两级曝气+两级过滤工艺运行滤速就必须达到一级曝气+一级过滤工艺的2倍.试验后期,探求了两级曝气+两级过滤工艺极限滤速及抗冲击负荷能力,如图2所示,在保证出水满足《生活饮用水卫生标准》(GB5749-2006)[12]的情况下,两级曝气+两级过滤工艺运行滤速可达:一级滤池13.25m/h,二级滤池12.75m/h,有效产水量是所在水厂的1.59倍,当进水铁锰、氨氮平均浓度分别为17.66,1.71,3.37mg/L时出水也能稳定达标,在此水质条件下,当滤速继续提升时,由于EBCT缩短,部分氨氮未经生物充分硝化便已穿透滤层,所以滤柱出水氨氮浓度超标[24],滤速达到极限.

唐玉兰等[25]研究表明,下向流曝气生物滤池可以增大滤池中的DO,实现铁锰氨地下水生物同池净化,但运行滤速仅有3.0m/h,产水量有限.蔡言安等[15]研究表明,采用上向流曝气生物滤池亦可解决滤池DO不足问题,但是由于曝气对水流产生扰动,减弱了滤层的物理截留能力,所以出水铁锰超标.为此笔者进行了底部曝气下向流曝气生物滤池(R3反应器)高滤速净化试验和曝气生物滤池+两级过滤(反应器R3和R4串联)工艺净化试验,以比较其与两级曝气+两级过滤工艺净化效能高低.

如图3所示,由于铁的去除以化学氧化为主,在pH值中性条件下即可被DO自然氧化,因此在DO充足(出水DO>10.5mg/L)的R3中,铁可以被快速氧化为铁的氧化物[26-27],但是,由于陶粒滤料间孔隙度较大,且曝气系统对水流产生了扰动[15,25],所以曝气生物滤池出水总铁不能满足《生活饮用水卫生标准》(GB5749-2006)[12],主要为Fe(Ⅲ)的氧化物及氢氧化物,并且出水浊度也较高.启动之初,陶粒滤料对锰和氨氮具有一定的物理吸附去除[4,28],随着培养周期延长,R3中,滤料表面富集的MnOB和硝化菌逐渐增多,所以锰和氨氮的去除效果逐渐优化,但是由于水力负荷较高且受到曝气影响,滤料表面的水流剪切力比较大,导致MnOB和硝化菌在滤料表面附着性能较差、易于脱落[25],因此锰和氨氮的去除始终不能满足《生活饮用水卫生标准》(GB5749- 2006)[12].曝气生物滤池不能在高滤速条件下实现高铁锰氨氮地下水的净化.

图3 R3和R4进出水铁锰和氨氮浓度变化

由图3(a)和图3(b)知,R4出水铁锰满足《生活饮用水卫生标准》(GB5749-2006)[12],出水浊度明显改善,并且未受到受滤速提升的影响,这说明,经过二级过滤可以将曝气生物滤池出水中的铁锰氧化物实现截留去除[15].图3(c)中,R4运行前期对氨氮的去除效果较后期差,这可能是因为R4装填滤料较少,硝化菌的生物量不足、进水氨氮浓度又较高,所以前期出水氨氮超标,但是随着培养周期延长,滤料表面富集的硝化菌进一步增多,后期对氨氮的去除效果明显优化,出水满足《生活饮用水卫生标准》(GB5749-2006)[12].R4在DO充足的条件下(出水DO>8.2mg/L),锰优先于氨氮氧化去除,进一步说明锰和氨氮在滤层内的氧化去除先后顺序只是相对而言的,基质浓度高低及氧化动力学常数对先后去除顺序有重要的影响.

根据以上分析,虽然曝气生物滤池DO富足,但是高速运行条件下出水水质波动较明显,净化效果劣于一级曝气+一级过滤和一级曝气+两级过滤.曝气生物滤池+两级过滤工艺启动成功后,出水满足《生活饮用水卫生标准》(GB5749- 2006)[12],但是运行滤速仅有6.0m/h,有效产水量仅为所在水厂的75%,相比于两级曝气+两级过滤工艺而言,产水量较低.

2.2 低温高铁高锰高氨氮地下水两级净化试验

两级曝气+两级过滤工艺对8~10℃高铁锰氨氮(TFe 6~14mg/L,Mn 0.8~1.5mg/L, NH4+-N 2.0~3.0mg/L)地下水净化效能最优.为实现低温(5~6℃)高铁高锰高氨氮(5~6℃,TFe 7.0~12.0mg/ L,Mn 1.6~3.0mg/L,NH4+-N 1.7~3.0mg/L)地下水净化,在佳木斯某水厂搭建了R5和R6反应器并进行两级曝气+两级过滤试验.

如图4所示, R5出水总铁满足《生活饮用水卫生标准》(GB5749-2006)[12],铁的氧化去除似乎未受到环境温度变化的影响,即使滤速由2m/h提升至10m/h,出水总铁也能稳定满足《生活饮用水卫生标准》(GB5749-2006)[12],表现出与8~10℃高铁锰氨氮地下水两级曝气+两级过滤相同的去除规律.但是,R5出水锰和氨氮均不能完全满足《生活饮用水卫生标准》(GB5749-2006)[12],尤其是MnOB受高浓度氨氮抑制,对锰的去除效果很差[3].但是,R6出水铁锰和氨氮均满足《生活饮用水卫生标准》(GB5749-2006)[12],两级曝气+两级过滤工艺成功实现了低温高铁高锰高氨氮地下水净化.当进水TFe为9.72mg/L, Mn为3.29mg/L, NH4+-N为3.44mg/L时,一级和二级滤池极限滤速分别为10m/h和8m/h.以本文试验所在佳木斯某水厂为例,该水厂一级曝气+化学接触氧化工艺滤池运行滤速仅有3.0m/h,两级曝气+两级过滤生物净化工艺的有效产水量可达该水厂的1.33倍.

图4 R5和R6进出水铁锰和氨氮浓度变化

2.3 高铁锰氨氮地下水净化氧化动力学

2.3.1 铁去除动力学 生物除铁除锰工艺中,Fe(Ⅱ)主要通过化学接触氧化变为Fe(Ⅲ)的氧化物和氢氧化物,通过滤层的截滤作用去除,并最终通过反冲洗排出滤层[4,29-31],生物作用贡献率较低[32].不同滤速和进水铁浓度条件下,R1中铁的沿滤层变化如图5所示,铁主要集中在滤层0~40cm内去除,铁的沿程去除线性关系较差.对不同滤层深度处铁的浓度取自然对数ln(Fe),并以此作纵坐标,以EBCT为横坐标,如图6所示, ln(Fe)- EBCT呈现很好的线性相关性,铁的去除符合一级化学氧化动力学规律,与接触氧化除铁动力学规律一致[33].由于铁在一级滤柱中即已去除至痕量,所以未对R2做铁氧化去除动力学分析.

图5 铁在R1中的沿程变化情况

2.3.2 氨氮去除动力学 生物除铁除锰工艺中,氨氮主要通过硝化菌的硝化反应,以DO作为电子受体,将氨氮转化成硝态氮去除[7,34].由于硝化菌是好氧自养菌,所以氨氮的氧化主要集中于滤层上部富氧区进行,中下部缺氧区硝化能力较差[29].试验过程中,为保证R2进水不中断,设置R1滤速大于R2.如图7所示,氨氮在R1中0~40cm滤层内大量去除,平均去除量占R1中氨氮去除总量的83.83%.在一级滤柱40cm以下滤层内(含承托层),由于DO不足,氨氮的去除受到限制.R2进水氨氮浓度较低、且DO充足,氨氮在R2内沿程均有去除,线性关系比R1明显.

图6 ln(CFe)与EBCT的回归分析

如图8(a)所示.氨氮在R1中40cm以下滤层内,EBCT与氨氮浓度值(NH3-N)呈现出较好的线性关系,2>0.939,认为氨氮在R1中40cm以下滤层内的氧化动力学遵循零级反应,说明40cm以下滤层内由于DO不足,氨氮以最大速率去除,与该位置的氨氮浓度值无关.但是,R1中0~40cm滤层内,EBCT与(NH3-N)的线性关系较差,且与ln[(NH3-N)]也不呈现良好的线性关系.分析认为,R1滤层上部0~20cm段和20~40cm段,氨氮的去除也遵循零级反应规律,即氨氮以最大的速率去除,与原水氨氮浓度无关.只是R1中0~20cm滤层内DO较高,生物硝化率高,而20~40cm滤层内,DO大量减少,生物网捕DO的速率(有效率)降低,影响了其对氨氮的氧化去除速率,所以表现出与0~20cm段不同的反应速率.滤层40cm以下滤层内,DO严重不足,此时,硝化菌网捕DO的速率(有效率)更低,因此硝化反应速率进一步降低.综上所述,R1中氨氮的硝化反应是与进水氨氮浓度无关的反应,遵循零级酶促反应动力学规律,但是氨氮的降解速率受DO影响很大,因此在各个滤层深度处的反应动力学参数存在差异,这也进一步证明DO是高铁锰氨氮地下水生物净化的关键.

图7 氨氮在R1和R2中的沿程变化情况

图8 C(NH3-N)与EBCT的回归分析

图a右纵坐标轴氨氮浓度为=12.30m/h时，图b右纵坐标轴氨氮浓度为=10.20m/h时

分析图8(b)知,氨氮在R2各段滤层内的(NH3-N)与EBCT呈现较好的线性关系,2>0.976,氨氮在R2内的氧化动力学也遵循零级反应规律,即氨氮的去除与进水氨氮浓度值无关、且不受EBCT变化的影响,主要受到生物量多少的影响,所以在DO充足的条件下,增大滤层厚度有利于更高浓度氨氮的去除.R2中,当进水氨氮浓度为1.68mg/L时,滤层0~100cm段的氧化动力学常数为0.1814,显著大于滤层100~165cm段的氧化动力学常数0.0662,这进一步说明,高氨氮条件下,生物硝化会降低滤层中下部DO,导致滤层中下部硝化菌网捕DO的速率(有效率)降低,并最终导致氨氮的氧化去除速率降低.

2.3.3 锰去除动力学 生物除铁除锰工艺中,由于地下水为pH值中性域,所以溶解态的Mn(II)只有在MnOB胞外酶的催化作用下,才能被有效氧化成Mn(Ⅳ)氧化物,沉积并黏附于滤料表面而得到去除,因此,随着生物除锰时间延长,滤料粒径会不断增大,滤层发生膨胀,需要定期“换砂”[13,35].分析图9知,锰在R1中去除呈线性变化,且不受运行滤速和基质浓度影响,对R1沿程锰浓度(Mn)与EBCT进行线性拟合如图10(a)所示,锰在R1中的去除遵循零级氧化动力学规律,2>0.948.由图9知,锰在R2中被去除至零,且随着滤速增加,去除锰所需要的滤层增厚.锰在R2中的去除也呈现较好的线性关系,对锰去除的有效段进行沿程锰浓度(Mn)与EBCT线性拟合,得到如图10(b)所示拟合曲线,2>0.940,这说明锰在R2中的去除也遵循零级反应规律.

图10 R2中C(Mn) 与EBCT的回归分析

图b中,=10.20m/h对应右侧纵标目,其余对应左侧纵标目

综合以上分析,锰在R1和R2中的去除均符合酶促反应高基质浓度区的基质氧化动力学规律,其氧化速率与自身浓度无关,与MnOB量有关.这与薛罡等[36]、禹丽娥等[37]研究成果一致.由于原水中氨氮存在会显著抑制MnOB的活性[3],所以即使当R2滤层中下部锰含量很少,但是,相对于活性未受到氨氮抑制的MnOB来说,基质锰的浓度也很高了,因此当有氨氮(0.5~1.5mg/L)存在时,锰的氧化去除全程都表现为高基质浓度区的基质氧化动力学规律,这也可能是与高洁等[20]、Cai等[28]、周鑫辉等[38-39]研究成果有所差异的主要原因.

2.3.4 铁锰和氨氮氧化去除速率 铁、锰和氨氮的氧化去除动力学完全不同,主要是因为pH值中性环境中,铁的氧化去除以化学氧化为主[26-27],而锰和氨氮的氧化去除是酶促反应,以生物氧化为主[7,26-28,34],其氧化去除受到生物量的限制,所以即使原水中锰和氨氮含量远低于铁,但是铁却表现为一级反应,而锰和氨氮却表现为高基质浓度区的零级反应动力学规律.由铁锰及氨氮的去除速率拟合分析知,铁的氧化动力学常数为(1.02~1.18)´10,但是氨氮的氧化动力学常数仅为(0.15~0.83)´10-1,锰的氧化动力学常数为(0.31~1.20)´10-1,可见铁的氧化速率显著高于锰和氨氮,因此图2中,当DO不足时,铁优先完成去除.锰和氨氮的氧化动力学常数为同一量级,但是由于基质氨氮的浓度高于锰,所以完成去除滞后于锰.

由锰和氨氮的拟合分析可知,随着滤速增大和培养周期延长,锰和氨氮的氧化动力学常数有增大趋势,这可能是因为,滤速增大,进入滤层深部的DO、氨氮及锰浓度增大[10],基质锰和MnOB的代谢平衡、基质氨氮和硝化菌的代谢平衡均遭受破坏,MnOB和硝化菌进入第一活性增长期,生物量增大所致[13,40].

由于氨氮和锰的氧化去除遵循零级酶促反应动力学规律,因此,在DO充足的条件下,增加滤层厚度及生物量有助于提高滤层的去除负荷,所以两级曝气+两级过滤工艺显然优于两级曝气+一级过滤工艺. DO对氨氮的氧化去除速率影响显著,氨氮对MnOB的抑制作用会影响到锰的氧化去除规律,因此溶解氧充足的两级曝气+两级过滤工艺净化效能会显著高于一级曝气+一级过滤工艺.

3 结论

3.1 生物除铁除锰滤池中,铁的去除遵循一级化学氧化动力学规律,氧化动力学常数为(1.02~1.18)´10,在滤层内优先完成去除.氨氮和锰的去除均遵循零级酶促反应动力学规律,氧化动力学常数分别为(0.15~0.83)´10-1和(0.31~1.20)´10-1.DO是铁锰和氨氮去除的关键,在DO充足的条件下增加滤层厚度有利于降低出水锰和氨氮浓度.锰和氨氮完成去除的先后顺序受基质浓度大小影响较大.

3.2 一级曝气+一级过滤和一级曝气+两级过滤工艺受DO不足影响,对高铁锰氨氮(8~10℃, TFe 6~14mg/L,Mn 0.8~1.5mg/L,NH4+-N 2.0~3.0mg/L)地下水净化失败,曝气生物滤池由于曝气对水流造成紊动,滤料表面水流剪切力较大,出水铁锰、氨氮均不能满足《生活饮用水卫生标准》(GB5749-2006),净化效果最差.两级曝气+两级过滤和曝气生物滤池+两级过滤工艺均可实现高铁锰氨氮地下水净化,但两级曝气+两级过滤相比于曝气生物滤池+两级过滤工艺而言,水力负荷更大,适用的水质范围更广.

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Analysis of the removal and oxidation kinetics of high-iron manganese and ammonia nitrogen from groundwater.

LI Dong1*, CAO Rui-hua1, Zeng Hui-ping1, ZHANG Jie1,2

(1.Key Laboratory of Beijing Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China；2.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China)., 2017,37(11)：4140~4150

Pilot-scale bio-filters were constructed to removal of high-iron, manganese and ammonia nitrogen (8~10℃, TFe 6~14mg/L, Mn 0.8~1.5mg/L, NH4+-N 2.0~3.0mg/L) from groundwater and the oxidation kinetics was analyzed. The results showed that Aeration and Filter process and Aeration and Double Filtration process failed due to lack of dissolved oxygen (DO). Biological Aerated Filter was the worst process due to aeration on the water flow turbulence; Biological Aerated Filter and Filtration process was successful, However, the filter rate was only 6.0m/h; Double Aeration and Double Filtration (DADF) was the best process, which was successful to removal of high-iron manganese and ammonia nitrogen from groundwater (8~10℃, TFe 17.66mg/L, Mn 1.71mg/L, NH4+-N 3.37mg/L), and the maximum filter rate of the first stage and the second stage were 13.25m/h and 12.75m/h. Moreover, which also could be applied to the purification of low-temperature groundwater (5~6℃, TFe 9.72mg/L, Mn 3.29mg/L, NH4+-N 3.44mg/L), and the maximum filter rate of the first stage and the second stage were 10.0m/h and 8.0m/h. The Oxidation kinetics demonstrated that, iron was oxidized and removed followed the first-order chemical oxidation kinetics, and the oxidation kinetics constant was (1.02~1.18)´10, and the removal of manganese and ammonia nitrogen followed the kinetic law of zero-order enzymatic reaction, and the oxidation kinetics constant were (0.15~0.83)´10-1and (0.31~1.20)´10-1. The oxidation rate of iron was the fastest and was first removed. The order of oxidation and removal of manganese and ammonia nitrogen was greatly affected by substrate concentration.

high-iron and manganese；ammonia nitrogen；groundwater；DO；DADF；filter rate；oxidation kinetics

X523

A

1000-6923(2017)11-4140-11

李 冬(1976-),女,辽宁丹东人,教授,博士,主要研究方向为水质科学与水环境恢复关键技术.发表论文160余篇.

2017-04-08

国家自然科学基金资助项目(51678006)

* 责任作者, 教授, lidong2006@bjut.edu.cn