2018, Vol. 39
2. 哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室, 哈尔滨 150090
2. State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China
生物除铁除锰工艺中, Fe(Ⅱ)会在化学作用下, 以DO作为电子受体被氧化成Fe(Ⅲ)(氢)氧化物并被滤料截滤去除, Mn(Ⅱ)则会在锰氧化菌(MnOB)胞外酶的作用下, 以DO作为电子受体, 被氧化成Mn(Ⅳ)氧化物, 沉积并黏附于滤料表面去除[1, 2], 单位mg·L-1的Fe(Ⅱ)、Mn(Ⅱ)氧化去除需氧量分别为0.143 mg·L-1和0.29 mg·L-1[1, 3].氨氮作为我国微污染水源水中的主要污染物之一, 它不仅会影响水的色度和嗅味, 而且在铁锰氨复合污染地下水净化过程中, 还会和锰的生物氧化争夺电子受体, 导致生物固锰除锰效能下降.除铁除锰生物滤池中, 沿滤层纵向分布的氨氧化细菌(AOB)和亚硝酸盐氧化细菌(NOB), 会以DO作为电子受体, 将氨氮氧化为硝态氮去除[1, 2], 但是, 氨氮去除量与DO平均比例为1:4.57, 分别是Fe(Ⅱ)和Mn(Ⅱ)氧化需氧量的32倍和16倍.因为除铁除锰生物滤池DO主要依靠进水, 因此DO浓度直接关乎同池净化铁锰和氨氮的效果.实际上, 由于水流沿滤层流动过程中, 与生物膜的接触是瞬间过程[4], 因此微生物对进水中DO的网捕能力有限, 所以工程上设计的实际进水DO通常采取理论值的1.5倍作为过剩系数[2, 3, 5].基于以上原因, 伴生氨氮污染的高铁锰地下水常常由于进水氨氮浓度过高导致滤后水锰和氨氮不合格.
吴月华等[6]的研究表明, 在活性炭和活性无烟煤生物滤池去除氨氮的过程中, 氨氮去除量与DO的平均比例为1:4.25. Yu等[7]在用生物滤池处理受氨氮(平均浓度为3.76 mg·L-1)污染的地表水时发现, 由于短程硝化-厌氧氨氧化[8]过程, 导致氨氮去除过程中, DO消耗量比氨氮硝化理论值低30%.于鑫等[9]的研究表明, 短程硝化和厌氧氨氧化偶联致使石英砂-颗粒活性炭(GAC)生物滤池在处理受氨氮(平均为2.17 mg·L-1)污染的地表水时DO消耗量比氨氮硝化理论值低32%.李冬等[10]在利用单级生物滤池处理常温低铁锰氨氮(浓度为1.10~1.60 mg·L-1)模拟地下水时, Cai等[11]和蔡言安[12]在单级生物滤池上向流小试试验处理常温低铁锰氨氮(平均浓度为1.03 mg·L-1)模拟地下水时均发现氨氮的去除存在CANON过程.由于氨氮经CANON过程去除理论需氧量仅为1.94 mg·L-1, 这为高铁锰氨氮地下水生物净化DO供需矛盾提供了新的研究方向.基于此, 本文试验在某地下水厂实地开展了硝化耦合CANON的铁锰氨生物净化工艺启动与运行试验, 并探究了低温条件下的氨氮转化去除路径.
1 材料与方法 1.1 试验装置采用如图 1所示装置进行试验.中试滤柱内径250 mm, 高3000 mm.滤柱内装填1600 mm厚的锰砂滤料, 级配0.6~1.2 mm.承托层为250 mm厚的鹅卵石, 级配1.2~20 mm.
|
图 1 反应器装置示意 Fig. 1 Experimental equipment for the reactor |
试验过程中, 根据各个阶段试验目的, 通过蠕动泵向水厂曝气后的原水中添加硫酸铵和硫酸锰, 模拟高铁锰及氨氮复合污染地下水, 试验主要水质指标为：总铁(TFe)10~13 mg·L-1, Fe(Ⅱ) 8~10 mg·L-1, Mn(Ⅱ) 0.6~3.6 mg·L-1, NH4+-N 0.5~2.9 mg·L-1, NO3--N 0.2~0.5 mg·L-1, NO2--N痕量, 高锰酸盐指数＜1.8 mg·L-1, pH 6~7.
NH4+-N：纳氏试剂比色法; TFe和Fe(Ⅱ)：二氮杂菲分光光度法; Mn(Ⅱ)：过硫酸铵分光光度法; 化学需氧量：高锰酸盐指数(酸法); NO2--N：N-(1-萘基)-乙二胺光度法; NO3--N：紫外分光光度法; DO、p H、T：便携式测定仪(Qxi 315i-WTW).
1.3 硝化耦合CANON工艺启动与分析方法试验初期, 向滤柱中接种：①实验室运行稳定的CANON污泥上清液1 L; ②生物滤池成熟滤料7.85 L(占滤料总量的10%).以0.5 m·h-1循环培养3 d后启动滤柱.设计滤速同水厂运行滤速3.0 m·h-1, 滤柱运行期间根据滤料成熟情况适当调整进水锰及氨氮浓度.试验期间, 当滤柱运行滤速低于设计值且无法调节时进行反冲洗, 以保证老化的生物膜排出系统, 保证生物量及种类的相对平衡, 反冲洗强度12~15 L·(s·m2)-1, 反冲洗历时3~4 min.试验期间, 对进出水铁锰、“三氮”(氨氮、硝态氮、亚硝态氮)、DO进行检测, 判断滤柱成熟情况.根据DO计量关系和氮素守恒关系等, 对滤柱中氨氮转化去除路径进行分析计算.生物滤柱内氮素守恒关系如式(1)~(6)所示：
|
(1) |
|
(2) |
|
(3) |
|
(4) |
|
(5) |
|
(6) |
式中, TN为氮素总量; TNloss为进出水氮素损失量; TNin为进水氮素总量; TNout为出水氮素总量; (NO3--N)out为出水硝态氮量; (NO3--N)in为进水硝态氮量; Δ(NO3--N)为进出水硝态氮变化量; (NH4+-N)out为出水氨氮量; (NH4+-N)in为进水氨氮量; Δ(NH4+-N)为氨氮减少量; (NO2--N)out为出水亚硝态氮量; (NO2--N)in为进水亚硝态氮量; Δ(NO2--N)为进出水亚硝态氮变化量; 以上各参数单位均为mg·L-1; NLR为氮素损失率, %.
1.4 成熟滤料吸附性能分析生物滤柱培养成熟后, 从生物滤柱取砂样口30、60、90、120和160 cm处取成熟滤料各5 g, 并用去离子水清洗干净后, 置入高压灭菌器(新华LMQ. C型立式灭菌器)中, 于120℃温度下高温灭活2 h后取出备用.
分别称取4组上述不同位置的灭活滤料颗粒各0.1 g, 然后分别置于500 mL具塞锥形瓶中进行氨氮吸附试验.锥形瓶中分别加入250 mL浓度分别为1.0、1.5、2.0和2.5 mg·L-1的NH4+-N溶液, 在25℃条件下, 以100 r·min-1的转速恒温振荡12 h后, 取上清液, 用0.45 μm的滤膜过滤后测试溶液剩余氨氮浓度, 并重复试验2次.
2 结果与讨论 2.1 硝化耦合CANON的铁锰氨净化工艺启动 2.1.1 培养阶段铁锰净化能力滤柱启动运行过程中, 进出水铁锰变化如图 2所示.分析图 2(a)可知, 由于生物除铁除锰滤池中铁的氧化去除以化学氧化作用为主[13~15], 所以, 滤柱启动之初便对铁具有良好的去除效果, 且在滤柱运行过程中, 滤柱对总铁的去除率大于99.08%, 滤后水总铁始终小于0.095 mg·L-1, 满足《生活饮用水卫生标准》(GB 5749-2006)中对总铁的限值标准(0.3 mg·L-1).
|
图 2 进出水铁锰变化情况 Fig. 2 Variation of iron and manganese concentration |
S1阶段初期, 由于滤料的物理吸附作用[12, 16], 滤柱对锰具有良好的去除效果, 当进水中锰浓度平均为0.89 mg·L-1时, 滤柱对锰的去除率高达100%, 滤后水锰浓度低于《生活饮用水卫生标准》(GB 5749-2006)对锰的限值标准(0.1 mg·L-1).但是, 由于滤料的吸附位有限[16], 因此, 随着进水锰浓度升高, 滤后水锰随之升高, 当进水锰的平均浓度由S1阶段初期(1~11 d)的0.89 mg·L-1提升至S1阶段中后期(12~19 d)的1.35 mg·L-1后, 滤后水锰不再满足《生活饮用水卫生标准》, 滤柱对锰的去除率降至83.55%.然而, 随着运行时间延长, 锰氧化菌历经第一活性增长期后, 生物固锰除锰效能逐渐增强[1, 17], 如图 2(b)所示, S2阶段, 滤后水锰浓度不断降低, 并于第38 d降低至0.1 mg·L-1以下, 低于《生活饮用水卫生标准》中对锰的限值要求, 滤后水合格; 此外, 当进水锰平均浓度提升至1.80~2.20 mg·L-1时, 滤后水锰亦能连续18 d满足《生活饮用水卫生标准》, 滤柱对进水锰浓度升高具有一定的抗冲击负荷能力, 由此可知生物除锰启动成功[18, 19], 锰氧化菌进入了稳定期[1, 17].但是S3阶段, 随着进水锰浓度继续升高, 滤后水锰浓度出现先升高再降低后又持续升高的现象, 并于S4阶段达到稳定.分析认为, 当进水锰浓度升高至2.33~3.31 mg·L-1时, 进水锰浓度过高, 超过了滤柱的抗冲击负荷能力[20], 所以滤后水锰出现了先升高的现象, 但是, 随着进水锰深入滤层下部, 该滤层段内的锰氧化菌与锰浓度所处的动态平衡受到破坏, 锰氧化菌迎来了第一活性增长期[1, 17, 21], 所以随着培养时间延长, 滤后水锰出现了降低的现象.然而, 有研究表明[22~24], 当进水氨氮浓度超过2.0 mg·L-1时, 会显著抑制锰氧化菌的生物活性, 且这种抑制具有迟滞期, 所以, 当进水氨氮浓度由S2阶段后期(50~61 d)的1.45 mg·L-1增至S3阶段的2.20 mg·L-1后, 滤后水锰浓度出现了持续升高的现象.基于以上分析, S5阶段, 当进水锰和氨氮浓度降低至1.8 mg·L-1以下后, 滤后水锰逐渐减小并于第150 d时再次满足了《生活饮用水卫生标准》.
2.1.2 培养阶段氨氮净化能力滤柱运行过程中进出水“三氮”及总氮变化如图 3所示.分析图 3(a)和图 3(c)可知, S1阶段, 滤料的物理吸附对氨氮和硝态氮亦具有良好的去除效果[12, 16], 出水总氮低于进水总氮.该阶段出水亚硝态氮高于进水, 说明接种的成熟滤料中存在AOB菌且活性高于NOB和AnAOB菌. S2阶段, 由于滤料尚未吸附饱和, 且历经S1阶段培养, AnAOB的生物活性可能有所增强, ANAMMOX过程逐渐建立, 所以进出水总氮不守恒, 进水总氮高于出水总氮.由图 3(c)知, 该阶段内, AOB、NOB菌大量增殖, 生物硝化能力增强, 出水硝态氮高于进水. S2阶段出水亚硝态氮积累消失, 如图 3(b)所示, 说明此时NOB和AnAOB的生物量和生物活性有所提高. S2阶段内, 出水氨氮随着进水氨氮浓度增大而趋于痕量, 这不符合物理吸附趋于饱和的规律, 说明氨氮的生物去除作用增强, 生物滤柱对进水氨氮浓度的提高具有了一定的抗冲击负荷能力[20]. S3和S4阶段, ①随着滤料吸附逐渐达到饱和, 氮素损失量逐渐减小, 如图 3(d)所示; ②由于进水氨氮浓度较高(>2.0 mg·L-1), DO不足(出水仅有0.2~0.5 mg·L-1剩余), 所以出水亚硝态氮略高于进水[24], 如图 3(b)所示.基于以上原因, 滤后水氨氮不再稳定合格, 在0.5 mg·L-1左右波动变化.
|
图 3 进出水“三氮”变化情况 Fig. 3 Variation of ammonia nitrogen, nitrate nitrogen, and nitrite nitrogen concentration |
S3阶段末期(85~98 d), 氮素平均损失量为0.28 mg·L-1, S4阶段末期(120~135 d)时, 氮素损失量增加至了0.35 mg·L-1, 这显然与滤料吸附逐渐达到饱和、吸附容量逐渐减少的特征不相符, 说明AnAOB生物量和生物活性增强, CANON过程导致的氮素损失在逐渐强化. S5阶段, 当降低进水氨氮浓度至1.56 mg·L-1时, 滤后水氨氮浓度随之迅速合格, 亚硝态氮积累消失, 但是氮素损失量继续增大至了0.41 mg·L-1, 高于S3和S4阶段, 这说明, AnAOB历经S3和S4阶段低DO环境的培养后, 生物量和生物活性得到进一步增强, 硝化耦合CANON的铁锰氨生物净化工艺启动成功.取S4和S5阶段任意一天对滤层内“三氮”沿程变化分析, 如图 4所示, 滤层内有微量的亚硝态氮积累, 在总氮损失最大段存在亚硝态氮和氨氮共存现象, 满足CANON工艺的条件, 这进一步证明硝化耦合CANON去除氨氮的过程成功建立.
|
图 4 “三氮”沿程变化情况 Fig. 4 Variation of ammonia nitrogen, nitrate nitrogen, and nitrite nitrogen concentration in the filter column |
郑平等[25]和Pynaert等[26]的研究表明, 在限氧条件下氨氮的CANON过程为：①在好氧环境中, 在生物膜外, AOB菌将NH4+-N氧化成NO2--N; ②通过扩散作用, NH4+-N和过程①中生成的NO2--N进入到缺氧的生物膜内部, 再在厌氧氨氧化菌(AnAOB)的作用下, NH4+-N和NO2--N得到同时去除.其反应过程如式(7)所示.
|
(7) |
据式(7), 如果滤柱内的氨氮全部通过CANON过程去除, 则ΔNH4+-N(氨氮的减少量)与ΔNO3-N(硝态氮产生量)的理论比值应该为8, 如果氨氮全部通过硝化反应转化去除, 则ΔNH4+-N/ΔNO3-N的理论值应该为1[27], 如果1 < ΔNH4+-N/ΔNO3-N < 8, 且连续稳定, 则表征硝化耦合CANON工艺启动成功.滤柱运行过程中的NLR和特征值变化如图 5所示. S1阶段, 由于滤料的物理吸附作用, TNloss大于ΔNH4+-N和ΔNO2--N, NLR>100%.基于此原因, S1阶段, 特征值为负值.但是由于滤料的吸附位有限[12, 16], 随着滤料吸附性能下降, 生物去除氨氮的能力不断增强, 所以NLR不断减小, NLR < 100%. S2阶段, 硝化能力增强, 导致出水硝态氮大于进水, 特征值由负值变为正值.虽然S2阶段滤料对氨氮的物理吸附量逐渐降低, 特征值逐渐减小并趋于稳定, 但是由于吸附过程依旧存在, 所以特征值波动明显. S3阶段, 当增大进水基质锰和氨氮浓度后, 滤料的吸附平衡受到破坏, 滤料快速吸附饱和, 特征值快速降低.在历经S1和S2阶段培养后, AOB和NOB的生物量增多, 所以, S3阶段, 当进水氨氮浓度升高后, 硝化菌网捕基质氨氮的量增多, 硝化能力增强, 由于此时物理吸附作用较差且CANON工艺尚未培养成熟, 所以NLR持续减小. S3阶段, 由于氨氮的硝化导致滤层中的DO迅速下降(出水仅有0.2~0.5 mg·L-1剩余), AnAOB生物量和生物活性逐渐增强, 经由CANON过程去除氨氮的能力不断强化, 所以氮素平均损失率由S3阶段末期(85~98 d)的16.58%增加至S4阶段末期(120~135 d)的24.31%, 特征值为1.33, 继续培养至S5阶段末期(149~164 d), 氮素损失率增加至32.80%, 特征值稳定在1.49, 这进一步说明生物除铁除锰滤池硝化耦合CANON工艺启动成功.
|
图 5 氮素损失与特征值的变化 Fig. 5 Variation of NLR and ΔNH4+-N and ΔNO2--N |
取S4和S5阶段的滤料经高温灭菌后进行静态吸附试验, 结果如表 1所示, 从中可知, S4阶段和S5阶段滤料吸附能力已经达到饱和, S4和S5阶段的氮素损失与吸附作用无关, 氮素损失由CANON过程的第二步, 即ANAMMOX过程导致.
|
表 1 成熟滤料吸附试验 Table 1 Adsorption test of mature filter media |
2.2 氨氮转化去除路径分析 2.2.1 氮素守恒计算模型
由表 1分析知, S4和S5阶段的滤料已经吸附饱和, 可以忽略其对氨氮转化去除的影响; 由于氨氮转化去除过程中, 进出水亚硝态氮含量很低(< 0.05 mg·L-1), 模型计算时未予以考虑.由于滤柱进水高锰酸盐指数较低(< 1.8 mg·L-1), 且滤柱中高锰酸盐指数的减少量仅为进水的15%左右, 不足以为异养反硝化提供足够的电子受体, 忽略其对氮素转化去除的影响; 由于滤柱培养成熟后, 生物同化作用处于动态平衡, 对氮素转化去除的贡献少于5%[10, 11, 28], 模型计算时未予以考虑.因此采用式(7)和(8)进行硝化反应和CANON去除氨氮的比例计算.
|
(8) |
设经硝化反应去除的氨氮量为x, 经CANON过程去除的氨氮量为y, 则有式(9)和式(10)：
|
(9) |
|
(10) |
经计算可推得, 经CANON去除氨氮的比例为：
根据上述模型, 对CANON过程启动成功且稳定运行的S4阶段和S5阶段进行氨氮去除过程中硝化和CANON的贡献率计算, 如表 2所示, S4阶段, 当进水氨氮平均浓度为2.08 mg·L-1时, 氨氮的去除量为1.59 mg·L-1, 其中经CANON过程去除的氨氮为0.35 mg·L-1, 占比22.61%; S5阶段, 当进水氨氮平均浓度为1.58 mg·L-1时, 氨氮的去除量为1.51 mg·L-1, 其中经CANON过程去除的氨氮为0.48 mg·L-1, 占比33.48%, S5阶段CANON去除氨氮的比例略有升高, 标准差由S4阶段的1.78降至S5阶段的1.44, 这说明, 历经S4和S5阶段的培养, CANON去除氨氮的过程在S5阶段达到相对稳定.由表 2分析知, S5阶段氨氮去除量与实际需氧量的平均比例为1:3.79.
|
|
表 2 氮素守恒模型分析氨氮转化去除路径 Table 2 Calculation of the contribution of CANON to NH4+-N removal based on nitrogen conservation |
2.2.2 DO守恒计算模型
S4和S5阶段, 生物除铁除锰滤池中, DO的消耗主要源自①CANON过程, 单位mg·L-1氨氮去除理论需氧量为1.94 mg·L-1; ②氨氮的硝化去除过程, 单位mg·L-1的氨氮去除理论需氧量为4.57 mg·L-1; ③铁的接触氧化过程, 单位mg·L-1铁的氧化去除理论需氧量为0.143 mg·L-1; ④锰的生物氧化去除过程, 单位mg·L-1锰的氧化去除理论需氧量为0.29 mg·L-1; ⑤亚硝态氮的氧化去除过程, 单位mg·L-1的亚硝态氮去除理论需氧量为1.14 mg·L-1; ⑥生物同源呼吸过程、可降解有机物的氧化去除过程等.
|
(11) |
|
(12) |
式中, DOCANON为CANON过程耗氧量; ΔDO为滤池总耗氧量; DOin为进水溶解氧量; DOout为出水溶解氧量; ΔDO其他为微生物内源呼吸耗氧量和有机物降解耗氧量之和.各参数的单位均为mg·L-1.
由于滤柱培养成熟后, 生物内源呼吸和可降解有机物降解的耗氧量恒定, 因此ΔDO其他为定值, 因为ΔDO其他无法准确测量, 所以假设CANON过程耗氧量为[DOCANON+ΔDO其他], 由此进行模型计算, 可知, CANON去除氨氮的比例为：
|
(13) |
根据上述模型, 对S4阶段和S5阶段进行硝化和CANON在去除氨氮过程中的贡献率计算, 如表 3所示, S4阶段, 当进水氨氮平均浓度为2.08 mg·L-1时, 氨氮的去除量为1.59 mg·L-1, 其中经CANON过程去除的氨氮比例为29.17%, 约0.46 mg·L-1; S5阶段, 当进水氨氮平均浓度为1.58 mg·L-1时, 氨氮的去除量为1.51 mg·L-1, 经CANON过程去除的氨氮比例为38.87%, 约0.59 mg·L-1.显然, 由于DO守恒计算模型中, 考虑了同化作用及有机物的降解耗氧量, 所以计算所得的CANON比例稍高于氮素守恒计算模型中的氨氮经CANON过程去除的比例.由表 3数据可知, S5阶段, 滤柱启动成功并稳定运行后, 氨氮去除量与实际需氧量的平均比例为1:3.94.进一步分析表 3可知, 硝化耦合CANON的铁锰氨生物净化工艺启动成功后, 实际曝气溶氧量未考虑过剩系数1.5的情况下亦可实现高铁锰氨氮地下水的同池净化, 铁锰氨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.
|
|
表 3 DO守恒模型分析氨氮转化去除路径 Table 3 Calculation of the contribution of CANON to NH4+-N removal based on DO conservation |
综合2.2.1节和2.2.2节分析, 本文试验中, 当生物滤柱启动成功并稳定运行后, 氨氮转化去除的过程中, 经CANON路径去除的质量分数为33.48%~38.87%, 相比于文献[7, 10, 11]在研究饮用水氨氮转化去除路径时得出的比例都要低, 如表 4所示, 这可能是因为本文试验水温较低, 生物活性受到影响所致.
|
|
表 4 氨氮硝化去除率和CANON去除率 Table 4 Contribution of nitrification and CANON to ammonia nitrogen removal |
3 结论
(1) 除铁除锰生物滤池历经120 d驯化培养可成功启动硝化耦合CANON的铁锰氨生物净化工艺, 历经149 d运行培养可达到稳定运行, 1 < ΔNH4+-N/ΔNO3--N < 8, 特征值为1.49.
(2) 滤柱运行稳定后, 可以实现高铁锰氨氮地下水生物同池净化, Fe(Ⅱ)、Mn(Ⅱ)和氨氮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.
(3) 滤柱运行稳定后, 当进水氨氮平均浓度为1.58 mg·L-1时, 通过CANON过程去除的氨氮比例为33.48%~38.87%, 氨氮去除量与DO平均比值为1:3.79~1:3.94, 低于氨氮硝化理论去除量与DO的比值1:4.57.低温条件下, 生物活性受到抑制, 会降低经CANON过程去除氨氮的比例.
| [1] | 李冬, 曾辉平. 高铁锰地下水生物净化技术[M]. 北京: 中国建筑工业出版社, 2015. |
| [2] |
曾辉平. 含高浓度铁锰及氨氮的地下水生物净化效能与工程应用研究[D]. 哈尔滨: 哈尔滨工业大学, 2010. Zeng H P. Biological purification of iron, manganese and ammonia with high concentration in groundwater and engineering application[D]. Harbin: Harbin Institute of Technology, 2010. |
| [3] |
李灿波. 溶解氧对含氨氮地下水生物除铁除锰效果的影响[J]. 供水技术, 2009, 3(3): 16-18. Li C B. Effects of dissolved oxygen in water on the removal of iron and manganese by biofilter for groudwater with ammonia nitrogen[J]. Water Technology, 2009, 3(3): 16-18. |
| [4] |
高洁, 李碧清, 杨宏, 等. 生物滤层中锰去除反应动力学研究[J]. 哈尔滨工业大学学报, 2005, 37(10): 1339-1343, 1387. Gao J, Li B Q, Yang H, et al. Kinetics study on manganese removal reaction in biological filter[J]. Journal of Harbin Institute of Technology, 2005, 37(10): 1339-1343, 1387. DOI:10.3321/j.issn:0367-6234.2005.10.011 |
| [5] |
曾辉平, 李冬, 高源涛, 等. 生物除铁除锰滤层的溶解氧需求及消耗规律研究[J]. 中国给水排水, 2009, 25(21): 37-40. Zeng H P, Li D, Gao Y T, et al. Demand and consumption of dissolved oxygen in biofilter for manganese and iron removal[J]. China Water & Wastewater, 2009, 25(21): 37-40. DOI:10.3321/j.issn:1000-4602.2009.21.010 |
| [6] |
吴月华, 盛德洋, 张锡辉, 等. 饮用水处理中不同滤料除氨氮效果及需氧量研究[J]. 给水排水, 2011, 37(6): 22-26. Wu Y H, Sheng D Y, Zhang X H, et al. Study on ammonia nitrogen removal and oxygen demand of different filter media in drinking water treatment[J]. Water & Wastewater Engineering, 2011, 37(6): 22-26. |
| [7] | Yu X, Qi Z H, Zhang X J, et al. Nitrogen loss and oxygen paradox in full-scale biofiltration for drinking water treatment[J]. Water Research, 2007, 41(7): 1455-1464. DOI:10.1016/j.watres.2007.01.006 |
| [8] | Pynaert K, Smets B F, Wyffels S, et al. Characterization of an autotrophic nitrogen-removing biofilm from a highly loaded lab-scale rotating biological contactor[J]. Applied and Environmental Microbiology, 2003, 69(6): 3626-3635. DOI:10.1128/AEM.69.6.3626-3635.2003 |
| [9] |
于鑫, 叶林, 李旭东, 等. 饮用水生物处理小试工艺中NH4+-N的非硝化去除途径分析[J]. 环境科学, 2008, 29(4): 909-914. Yu X, Ye L, Li X D, et al. Non-nitrification pathway for NH4+-N removal in pilot-scale drinking water biological processes[J]. Environmental Science, 2008, 29(4): 909-914. |
| [10] |
李冬, 梁雨雯, 杨航, 等. 净化铁锰氨生物滤池内氨氮转化途径[J]. 环境科学研究, 2016, 29(2): 240-245. Li D, Liang Y W, Yang H, et al. Ammonia conversion process in a biofilter for iron and manganese removal[J]. Research of Environmental Sciences, 2016, 29(2): 240-245. |
| [11] | Cai Y A, Li D, Liang Y H, et al. Autotrophic nitrogen removal process in a potable water treatment biofilter that simultaneously removes Mn and NH4+-N[J]. Bioresource Technology, 2014, 172: 226-231. DOI:10.1016/j.biortech.2014.09.027 |
| [12] | 蔡言安. 含铁锰氨氮地下水生物净化试验研究[D]. 北京: 北京工业大学, 2015. |
| [13] | Michalakos G D, Nieva J M, Vayenas D V, et al. Removal of iron from potable water using a trickling filter[J]. Water Research, 1997, 31(5): 991-996. DOI:10.1016/S0043-1354(96)00343-0 |
| [14] |
张杰, 杨宏, 李冬, 等. 生物滤层中Fe2+的作用及对除锰的影响[J]. 中国给水排水, 2001, 17(9): 14-16. Zhang J, Yang H, Li D, et al. The function of Fe2+ and its effect on manganese removal in biofilter bed[J]. China Water & Wastewater, 2001, 17(9): 14-16. |
| [15] |
薛罡, 赵洪宾. 地下水中生物除锰的最佳运行条件及动力学[J]. 中国给水排水, 2003, 19(S1): 85-87. Xue G, Zhao H B. Optimal operational conditions and dynamics for biological manganese removal from ground water[J]. China Water & Wastewater, 2003, 19(S1): 85-87. |
| [16] | Cai Y A, Li D, Liang Y W, et al. Effective start-up biofiltration method for Fe, Mn, and ammonia removal and bacterial community analysis[J]. Bioresource Technology, 2015, 176: 149-155. DOI:10.1016/j.biortech.2014.11.025 |
| [17] | 张杰, 李冬, 杨宏, 等. 生物固锰除锰机理与工程技术[M]. 北京: 中国建筑工业出版社, 2004. |
| [18] | Mann A T, Mendoza-Espinosa L, Stephenson T. Performance of floating and sunken media biological aerated filters under unsteady state conditions[J]. Water Research, 1999, 33(4): 1108-1113. DOI:10.1016/S0043-1354(98)00301-7 |
| [19] | Fdz-Polanco F, Méndez E, Urueña M A, et al. Spatial distribution of heterotrophs and nitrifiers in a submerged biofilter for nitrification[J]. Water Research, 2000, 34(16): 4081-4089. DOI:10.1016/S0043-1354(00)00159-7 |
| [20] |
曾辉平, 李冬, 高源涛, 等. 高铁高锰高氨氮地下水的两级净化研究[J]. 中国给水排水, 2010, 26(11): 142-144. Zeng H P, Li D, Gao Y T, et al. Two-stage purification of groundwater containing high concentration of iron, manganese and ammonia nitrogen[J]. China Water & Wastewater, 2010, 26(11): 142-144. |
| [21] |
李冬, 路健, 梁雨雯, 等. 低温生物除铁除锰工艺快速启动与滤速的探求[J]. 中国环境科学, 2016, 36(1): 82-86. Li D, Lu J, Liang Y W, et al. Quick start-up and filter speed searching of biological iron and manganese removal process[J]. China Environmental Science, 2016, 36(1): 82-86. |
| [22] | Gouzinis A, Kosmidis N, Vayenas D V, et al. Removal of Mn and simultaneous removal of NH3, Fe and Mn from potable water using a trickling filter[J]. Water Research, 1998, 32(8): 2442-2450. DOI:10.1016/S0043-1354(97)00471-5 |
| [23] | 路健. 低温高铁高锰地下水生物净化试验研究[D]. 北京: 北京工业大学, 2016. |
| [24] |
蔡言安, 李冬, 曾辉平, 等. 生物滤池净化含铁锰高氨氮地下水试验研究[J]. 中国环境科学, 2014, 34(8): 1993-1997. Cai Y A, Li D, Zeng H P, et al. Removal of iron, manganese and high ammonia from groundwater by biofilter[J]. China Environmental Science, 2014, 34(8): 1993-1997. |
| [25] | 郑平, 徐向阳, 胡宝兰. 新型生物脱氮理论与技术[M]. 北京: 科学出版社, 2004. |
| [26] |
付昆明, 张杰, 曹相生, 等. 好氧条件下CANON工艺的启动研究[J]. 环境科学, 2009, 30(6): 1689-1694. Fu K M, Zhang J, Cao X S, et al. Study of CANON process start-up under aerobic conditions[J]. Environmental Science, 2009, 30(6): 1689-1694. |
| [27] |
胡石, 甘一萍, 张树军, 等. 一体化全程自养脱氮(CANON)工艺的效能及污泥特性[J]. 中国环境科学, 2014, 34(1): 111-117. Hu S, Gan Y P, Zhang S J, et al. Performance and sludge characteristics of the CANON process[J]. China Environmental Science, 2014, 34(1): 111-117. |
| [28] | Wang J F, Qian F Y, Liu X P, et al. Cultivation and characteristics of partial nitrification granular sludge in a sequencing batch reactor inoculated with heterotrophic granules[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2016, 100(21): 9381-9391. DOI:10.1007/s00253-016-7797-9 |