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WEI Qi, LUO Fangzhou, XU Xianglong, LIU Yuchen, LIU Shuai, LIU Guohua, WANG Hongchen. Nitrogen removal efficiency and kinetics of A2/O process treating low temperature and low C/N ratio municipal wastewater[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(4): 1367-1376. doi: 10.12030/j.cjee.202010126
Citation: WEI Qi, LUO Fangzhou, XU Xianglong, LIU Yuchen, LIU Shuai, LIU Guohua, WANG Hongchen. Nitrogen removal efficiency and kinetics of A2/O process treating low temperature and low C/N ratio municipal wastewater[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(4): 1367-1376. doi: 10.12030/j.cjee.202010126

Nitrogen removal efficiency and kinetics of A2/O process treating low temperature and low C/N ratio municipal wastewater

  • Corresponding author: XU Xianglong, qsyxxl@ruc.edu.cn
  • Received Date: 25/10/2020
    Available Online: 10/04/2021
  • It is difficult to denitrify low temperature and low C/N municipal wastewater. A pilot-scale A2/O plant was used to explore the influence of low-temperature and low-C/N ratio of influent on nitrogen removal, and bioreaction kinetics was combined to conduct the evaluation. The results show that the low temperature and low C/N ratio of influent had slight effect on the removal of COD and NH+4-N, the effluent could meet the discharge standard of first class A (GB 18918-2002). These influent conditions had a large impact on the removal of TN, and an average TN removal rate was only 56.5%, which was attributed to the inhibition of the denitrification process. The experiment results along the process show that high DO and the lack of carbon source were the main reasons for the poor denitrification effect. The results of kinetics fitting show that for the influent of low-temperature and low-C/N ratio, the specific nitrification rate and specific denitrification rate were significantly lower than the values under normal conditions, and the specific denitrification rate was sensitive to the change of NO3-N concentration.
  • 突发环境污染事件具有发生的时间突然性、污染范围不确定性、负面影响的多重性,涉及社会安定、经济发展、生态环境及人群健康等方面。特别是流域性的突发环境污染事件极易造成跨市、跨省,甚至跨国污染,可能导致影响饮用水源地,造成水厂进水超标,严重时甚至造成停止供水。地方政府及有关部门在应对突发环境事件时,往往缺乏相关理论与实践经验,应急监测能力不足,装备、设备也很难满足应急需求。即使是有经验的专家,也同样会遇到突发环境事件中的特征污染物没有现成的处理工艺,需在短时间内开发研究新的处理工艺,同时还需克服现场各种不利条件。在众多突发环境事件中,污染物的来源是未知的,因此,还需要快速锁定并切断污染源,这是发生突发环境事件应急处置中的另一难点。在时间紧迫的情况下,若应急处理失败,则将可能导致数百上千人的健康受到威胁。

    2015年11月23日,E省某尾矿库2#排水井井座上第1层井圈、水面下约6 m处、东北偏北方向的井架两立柱间8块拱板破损脱落(见图1),形成了面积约5.28 m2的缺口,造成排水井周边、缺口以上约25 362 m3尾矿经破损洞口—排水井—排水管—排水涵洞等排水系统(见图2)后,从涵洞口喷涌而出,进入紧邻的A河,污染物顺A河水流扩散迁移,进而污染B河、C江。A河至C江F省段没有饮用水取水点,C江G省设有饮用水取水点。因此,此事件对沿线部分群众生产生活用水造成了一定影响。尾矿砂进入水体后迅速扩散,11月26日20时,B河入F省境内2 km处的锑浓度为0.556 5 mg·L−1,超标110倍。当时预计污染物前锋于12月6日凌晨到达G省H市饮用水水源地。12月7日18时C江F省和G省交界处超标3.2倍,H市I水厂取水口上游2 km的断面超标2.3倍。整个流域污染物逐步向下游扩散,浓度整体上进一步下降。

    图 1  尾矿库2#排水井破损现场照片
    Figure 1.  Photo of the damage site of 2# drainage well in tailing pond
    图 2  尾矿库排水系统示意图
    Figure 2.  Highlight of the drainage system of the tailings reservoir

    锑(Sb)是一种有毒的、生物体非必需的化学元素,对人体及生物具有慢性毒性及致癌性,在水环境中主要以五价锑形式存在。国内外尚未出现锑急性或者慢性损伤的案例。

    我国《地表水环境质量标准》(GB 3838-2002)[1]表3“集中式生活饮用水地表水源地特定项目标准限值”中规定锑浓度限制值为0.005 mg·L−1,对其他功能水体锑浓度未作规定。《生活饮用水卫生标准》(GB 5749-2006)[2]将锑列为非常规指标,其限值为0.005 mg·L−1。在行业标准方面,《锡、锑、汞工业污染物排放标准》(GB 30770-2014)[3]规定现有企业水污染物排放限值为1.0 mg·L−1,新建企业水污染物排放限值为0.3 mg·L−1,特定区域排放限值为0.3 mg·L−1。世界卫生组织规定饮用水标准[4]中锑的浓度限值为0.02 mg·L−1

    表 3  E、F、G三省锑的迁移过程
    Table 3.  Migration process of antimony in E, F and G provinces
    省份流域断面里程/km污染前锋污染峰团开始持续
    达标时刻
    到达
    时刻
    距事发
    时间/h
    到达
    时刻
    距事发
    时间/h
    峰值质量
    浓度/
    (mg·L−1)
    超标
    倍数
    E省A河事发点023日21时20分023日21时50分0.52.8559处理后达标
    A河与B河交汇口2324日5时7.524日12时15.523992016年1月25日20时
    B河大桥14324日15时1825日0时27.51.182352016年1月1日0时
    大桥26824日23时2625日7时30分351.16231无监测数据
    大桥38025日10时3726日10时620.9179无监测数据
    出E省断面10725日19时4626日20时720.611212016年1月25日20时
    F省B河E省、F省交界处11726日2时5327日12时880.621232016年1月28日20时
    F1水库坝首13227日4时7929日12时1360.244 347.862016年1月28日20时
    C江B河汇入C江下游1 km处14811月28日12时11211月30日10时1580.23846.62016年1月4日10时
    F2水库库首21212月1日22时19412月3日8时2280.0417.212月24日18时
    出F省断面25212月4日6时25012月5日23时2910.028 54.712月26日12时
    C江F省、E省交界处26212月4日18时26712月12日18时4540.020 93.1812月26日0时
    I水厂上游2公里断面31812月7日2时31712月8日3时3430.02103.212月24日8时
      注:污染前锋是指第一次出现超标的情况;污染峰团是指污染物浓度最高的情况;E省数据为监测与模拟结果,F省、G省数据为应急监测结果。
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    G省H市区最主要的集中式饮用水取水口位于C江F省和G省交界下游约60 km处。应急处置专家根据污染形势和水文条件判断,该取水口锑浓度可能超标,如不采取有效措施,将会影响H市区正常供水。鉴于受事件影响的B河汇入C江,故将应急处置工作目标确定为:地表水体中锑浓度达到集中式生活饮用水地表水源地特定项目标准限值的0.005 mg·L−1;其他重金属项目评价标准执行《地表水环境质量标准》(GB 3838-2002)[1]Ⅲ类标准(按照《甘肃省地表水功能区划2012—2030年》,西汉水属于Ⅲ类功能区)。

    事故发生后,11月27日晚,E、F、G三省政府及环保、水利等有关部门联合召开了现场工作会。会上确定本次突发环境事件整体处置思路为:E省要坚决切断污染源,并沿途设置拦截设施;F省要全力以赴做好污染物拦截和处置工作;G省H市水厂在专家指导下储备好应急物资,做好应急准备,全力保障H市饮用水安全。三省建立了联动与信息通报机制,及时向社会发布事件动态信息。

    在事件发生的第一时间,E省安监局组织专家按照“应急封堵—临时加固—永久加固”的工作思路,开展了排水井封堵工作。永久加固工程于2016年1月14日完工,避免了尾矿砂再次泄露。其次,为了避免喷涌到A河的尾矿砂被河水携带到下游,自12月13日开始启动了A河永久性改道工作,通过在原河道和新河道之间砌筑河堤的方式,将河道向远离涵洞方向改道80 m,于2016年4月18日竣工。最后,对涵洞口出水,建设加固和防渗的沉淀池,并在沉淀池中通过混凝沉淀技术处理涵洞出水。通过上述措施,在河床存在上游污染、锑污染物持续溶解析出的情况下,自12月20日开始,A河入B河河口处的锑污染物浓度被控制在超标4倍以下,达到了切断污染源头的目标。

    此次突发污染事件中,E省承担拦截污染物的主要责任,通过控制B河出E省的流量,可为H市水厂应急处置争取时间。从11月30日起实施的拦截措施包括:1)通过在A河、B河的干流、支流上建设拦水坝198座,共拦截污染水体385×104 m3;2)对B河B1水电站落闸以拦截污染物;3)对B河支流的B2水电站、B3水电站落闸蓄水,减小未污染河水下泄造成下游污染水体量增大。

    通过上述措施,自12月3日13时开始,B河出省流量控制为3~5 m3·s−1(较之前流量平均减少约80%),并持续29 h。根据流量变化推算,相关措施为下游应急处置工作争取了约134 h。由于构筑坝体数量较多并存在一定的安全隐患,自12月4日0时起,按照“先上游后下游,先干流后支流”和“险坝优先、总量控制、兼顾稀释”的原则,对B河流域拦截坝实施泄流放水。

    因尾矿砂泄漏量大,为确保C江I市水厂供水安全,在切断污染源并实施截污工程的基础上,采用投药沉淀法将污染河流中的锑沉降,削减受污染河道中的锑浓度。专家组对比了0~2 ℃下,直接投加硫化钠、聚合硫酸铁和“硫化钠+聚合硫酸铁”3种方法对锑的去除效果,发现采用“硫化钠+聚合硫酸铁”法去除效果最好(3种试验方法及处理效率见表1),更能适应低温环境。该法利用废水中重金属离子具有胶体的沉降稳定性和聚合不稳定性,聚合硫酸铁既可破坏胶体的稳定性,又可促进重金属离子与硫化钠生成硫化物沉淀,从而去除水中锑离子。该法在实施过程中产泥量少,淤泥不容易复溶,对锑去除率最高可达到97%,但应特别注意硫化钠的投加量。硫化钠在水中会形成溶解性H2S、HS、S2-以及存在于悬浮物中的可溶性硫化物等物质。若投加过量可能导致水体颜色发黑,产生刺激性臭味。而水中的硫化物容易水解,以H2S形式释放到空气中,被大量吸收后会产生恶心、呕吐,甚至呼吸困难等。因此,在投加前应做好小试试验,摸清最佳投加量,做到精准投加,将硫化钠对河道的影响降至最低。突发环境事件应急处置过程中使用硫化钠时应注意,其水溶液呈碱性,触及皮肤和毛发时会造成灼伤。硫化钠水溶液在空气中会被缓慢氧化成硫代硫酸钠、亚硫酸钠、硫酸钠和多硫化钠。因硫代硫酸钠的生成速度较快,故硫化钠氧化的主要产物是硫代硫酸钠。硫化钠在空气中潮解,并发生碳酸化而变质,不断释放出硫化氢气体,因此,在操作过程中应特别注意个人防护。

    表 1  3种试验方法及除锑效率
    Table 1.  Three experimental methods and antimony removal efficiency rates
    试验方法试验条件锑质量浓度/(μg·L−1)锑去除
    率/%
    pH投加方法初始值处理后的值
    投加硫化钠8~9加30倍锑质量含量的硫化钠,充分搅拌60 min1 000876.1612.38
    投加聚合硫酸铁8~9加50倍锑质量含量的三价铁盐混凝剂聚合硫酸铁,充分搅拌40 min1 000631.0836.89
    投加“硫化钠+
    聚合硫酸铁”
    8~9加30倍锑质量含量的硫化钠,充分搅拌60 min;加50倍锑质量
    含量的三价铁盐混凝剂聚合硫酸铁,充分搅拌40 min
    1 00049.0095.1
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    E省投药降污工作的具体运行方式有2类:一类是用于处理高锑浓度水,主要包括事发点围堰区投药点;另一类是用于降低A河入B河锑浓度的投药点,主要包括A1、A2和A3投药点。F省投药点在B河上F1水库下游约3.9 km和9.9 km处分别设置了2个应急投药点。各投药点投药工艺、运行时间以及投药效果等详见表2。F省B河投药降污效果见图3

    表 2  本次事件主要应急原位除锑工程与技术方法汇总表
    Table 2.  Summary of engineering and technical methods for emergency site in situ antimony removal
    行政区地点时间锑超标
    倍数
    流量与
    水温
    处理工艺主要参数现场处理
    效率与效果
    备注
    E省A河汇入B河前约1 km2015年12月
    4—12日
    20~401.8 m3·s−1
    夜间水温
    <6 ℃
    弱酸性铁盐
    混凝沉淀法
    加盐酸或硫酸调节pH至
    6.0,投加聚合硫酸铁
    180 mg·L−1
    平均64.6%加温溶药。水温
    <2 ℃时效果差
    2015年12月
    12—20日
    5~201.4 m3·s−1
    夜间水温
    <0 ℃
    硫化钠+聚
    合硫酸铁
    硫化钠20 mg·L−1,聚
    合硫酸铁150 mg·L−1
    >85%加温溶药。适应低温,产泥量少,淤泥不易复溶
    A河汇入B河前约15 km2015年12月6日—
    2016年1月31日
    <51.0 m3·s−1
    全天水温
    <0 ℃
    硫化钠+聚
    合硫酸铁
    硫化钠14 mg·L−1,聚
    合硫酸铁120 mg·L−1
    >95%,
    达标
    加温溶药,增加沉淀时间。适应低温环境,产泥量少,淤泥不易复溶
    A河汇入B河前约2 km2015年12月20日—
    2016年1月31日
    <51.0 m3·s−1
    全天水温
    <0 ℃
    硫化钠+聚
    合硫酸铁
    硫化钠14 mg·L−1,聚
    合硫酸铁120 mg·L−1
    >95%,
    达标
    加温溶药,增加沉淀时间。适应低温环境,产泥量少,淤泥不易复溶
    尾矿库涵洞
    下方
    2016年1月
    10日之前
    200200 m3·d−1
    夜间水温
    <0 ℃
    氢氧化钠+聚
    合硫酸铁
    加氢氧化钠调节
    pH9.0~9.5,聚合
    硫酸铁750 mg·L−1
    >95%,超
    标倍数<3
    3~4 d需清理1次污泥,仅可白天高温时运行,不适应低温,淤泥易复溶
    2016年1月
    10日之后
    200200 m3·d−1
    全天水温
    <0 ℃
    硫化钠+聚
    合硫酸铁
    硫化钠75 mg·L−1,聚
    合硫酸铁300 mg·L−1
    >95%,超
    标倍数<3
    7 d清理1次污泥,可全天运行,适应低温和高浓度处置,淤泥不易复溶
    B河B1水电站2015年12月
    3—5日
    5~1515~20 m3·s−1弱酸性铁盐
    混凝沉淀法
    加盐酸调整pH到5.0,投加聚合硫酸铁100 mg·L−1,混凝沉淀后加液体烧碱回调pH到7.7沉淀池拦水坝按照流域整体水利调度于12月4日被拆除,未进行对比
    监测
    F省B河F1水库
    下游
    2015年11月30日
    —12月4日
    7~5115~20 m3·s−1弱酸性铁盐
    混凝沉淀法
    加盐酸调整pH到5.0,投加聚合硫酸铁100 mg·L−1,混凝沉淀后加液体烧碱回调pH到7.7平均50%
    G省(H市)I水厂从12月7日7时开始
    运行,至12月29日
    结束
    2.34平均
    0.42 m3·s−1
    弱酸性铁盐
    混凝沉淀法
    (1)配水井处投加盐酸,将原水调整为pH 5.0~5.3;(2)絮凝池前端投加聚合硫酸铁,在絮凝池出水端监测pH 5.3~5.8;(3)经过2级沉淀后,在出水端投加食品级碳酸钠(食用纯碱),确保滤池出水端pH 7.8左右。平均80%,
    达标
    出厂锑浓度
    持续<4 µg·L−1
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    图 3  F省B河投药降污效果图
    Figure 3.  Pollution reduction effect map of chemical dosing in B River in F Province

    采用硫化钠法产生的沉淀物,有再次复溶的风险,且对底栖生物具有潜在危害。为此,自12月1日起,对A河、B河沉积物进行清淤。一是清理围堰内的污染底泥,并清运到弃渣场集中堆放;二是利用A河断流时机,集中清理处置污染底泥及岸滩沉积物;三是持续清理各投药点的沉积污染物。截至2016年1月31日,应急处置期间总清污量约13 700 t,其中河道及重点区域清运尾砂约2 600 t,清理河道砂石和淤泥混合物等约11 100 t。受污染河道底泥经脱水至含水率80%后,交由有资质的单位处置。根据《国家危险废物名录(2016版)》中新增“危险废物豁免管理清单”规定,由危险化学品、危险废物造成的突发环境事件及其处理过程中产生的废物,在转移和处置或利用过程中可不按危险废物进行管理。

    在F省,通过对F1水库和F2水库的水利调蓄,在拦截污染物、蓄水稀释降低锑浓度峰值等方面发挥了重要作用,亦为下游布设投药点、筑设拦截坝以及H市布设应急输水管道和I水厂工艺改造等争取了宝贵时间。G省H市城区下游5个县区的30个乡镇、266处集中供水工程均在C江沿线取水,涉及供水人口29.6×104人。为保障下游群众供水安全,自12月7日起,3次调度G1水电站增加下泄流量,以稀释污染水体。自12月24日8时起,C江H市I水厂取水点上游断面开始达标,调水稀释处置措施随即停止。

    E省及F省采取了以下供水保障措施:告知E省及F省沿线群众停止从A河、B河取水,停用A河、B河沿河附近的井水、泉水;对A河、B河流域的集中式饮用水源和居民自备井开展监测,对超标的自备井全部进行了封堵或拆除;针对饮用水不达标的区域,通过引入山泉水或者接城市管网的应急供水管线。

    G省主要从2个方面开展供水保障:一是启用备用水源;二是对开展水厂除锑工艺改造。除锑工艺采用酸性条件下硫酸聚铁沉降法,除锑工艺效果详见图4。I水厂除锑工艺从12月7日7时开始运行,至12月29日结束,共运行22 d,处理的原水锑浓度最高达0.016 7 mg·L−1(超标2.34倍),出厂浓度稳定在0.004 mg·L−1以下。

    图 4  水厂除锑工艺效果图
    Figure 4.  Effect map of antimony removal in I water plant

    污染物锑从E省尾矿库喷出后进入A河,然后汇入B河;进入F省并汇入C江后,进入G省H市。在E、F、G三省各断面污染物锑的迁移过程见表3

    根据E省环境应急监测数据及模拟计算结果,污染物锑在E省重点断面的迁移过程为:11月24日5时即距事发7.5 h后,污染团前峰到达A河与B河交汇口;11月25日19时即事发46 h后,污染团前峰到达出E省断面;11月26日2时即事发53 h后,污染团前峰到达E、F省交界处。E省境内污染团峰值出现在事发点处,峰值浓度为2.8 mg·L−1,超标倍数为559。2016年1月25日20时即事发63 d后,A河与B河交汇口断面、出E省断面持续稳定达标;1月28日20时即事发67 d后,E、F省交界处断面持续稳定达标。

    根据对F省环境应急监测数据的分析,污染物锑在F省重点断面的迁移过程为:11月27日4时即事发79 h后,污染团前峰到达F1水库坝首;11月28日12时即事发112 h后,污染团前峰到达B河汇入C江下游1 km处;12月1日22时即事发194 h后,污染团前峰到达F2水库库首;12月4日6时即事发250 h后,污染团前峰到达出F省断面。F省境内污染团峰值出现在E省入F省2 km监测断面处,峰值浓度为0.614 3 mg·L−1,超标倍数为121.9。

    12月26日12时即事发33 d后,出F省断面持续稳定达标;2016年1月4日10时即事发44 d后,B河汇入C江下游1 km处断面持续稳定达标;1月28日20时即事发67 d后,E省入F省2 km监测断面持续稳定达标。

    根据对G省环境应急监测数据的分析,污染物锑在G省重点断面的迁移过程为:12月4日18时即事发267 h后,污染团前峰到达F、G省交界处;12月7日2时即事发317h后,污染团前峰到达H市饮用水源地上游2 km。G省境内污染团峰值出现在F、G省交界处监测断面,峰值浓度为0.028 6 mg·L−1,超标倍数为4.72;H市饮用水源地上游2 km断面处,峰值浓度为0.020 9 mg·L−1,超标倍数为3.2。2015年12月24日8时即距事发31 d后,H市饮用水源地上游2 km断面持续稳定达标;12月26日0时即距事发33 d后,F、G省交界断面持续稳定达标。

    根据辖区内锑质量浓度达标情况,E、F、G三省分别解除应急状态:2015年12月31日,H市人民政府宣布解除应急状态,2016年1月29日,E省人民政府宣布解除应急状态,2016年2月1日,F省人民政府宣布解除应急状态。截至2016年2月1日,该事件应急处置工作全线解除。

    此次E省某尾矿库泄漏次生突发环境事件的污染物排放量大、水体污染物浓度高、污染物扩散跨三省、应急处置难度大。本次突发环境事件的处置过程中,采用了断污染源、筑坝拦截、投药降污、河底清淤、饮用水厂应急除锑等应急处置措施,延缓了污染团到H市I水厂的时间、有效降低了河道锑浓度,保障了受影响地区的供水,减小了突发事件的影响程度与范围。通过现场试验,研究确定了低温(0~2 ℃)条件下应对锑污染的河道应急除锑技术,实施了3省11个断面的投药处置。该环境应急技术的开发可为我国冬季河流或湖库水环境突发重金属污染事件提供参考。

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通讯作者: 陈斌, bchen63@163.com
  • 1. 

    沈阳化工大学材料科学与工程学院 沈阳 110142

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Nitrogen removal efficiency and kinetics of A2/O process treating low temperature and low C/N ratio municipal wastewater

Abstract: It is difficult to denitrify low temperature and low C/N municipal wastewater. A pilot-scale A2/O plant was used to explore the influence of low-temperature and low-C/N ratio of influent on nitrogen removal, and bioreaction kinetics was combined to conduct the evaluation. The results show that the low temperature and low C/N ratio of influent had slight effect on the removal of COD and NH+4-N, the effluent could meet the discharge standard of first class A (GB 18918-2002). These influent conditions had a large impact on the removal of TN, and an average TN removal rate was only 56.5%, which was attributed to the inhibition of the denitrification process. The experiment results along the process show that high DO and the lack of carbon source were the main reasons for the poor denitrification effect. The results of kinetics fitting show that for the influent of low-temperature and low-C/N ratio, the specific nitrification rate and specific denitrification rate were significantly lower than the values under normal conditions, and the specific denitrification rate was sensitive to the change of NO3-N concentration.

  • 生物处理法由于其成本低、效率高等优势被广泛应用于生活污水处理[1],污水中的有机物与各种营养物质(氮、磷等)通过微生物代谢被利用。其中,温度和碳源是影响该过程的重要因素[2]。低温会使微生物活性和底物利用率下降,导致污水处理性能下降[3];另一方面,低温也会导致活性污泥的沉降性能变差,出现污泥膨胀[4]。有机碳源是微生物反硝化过程的电子供体和能源,碳源缺乏会对脱氮造成不利影响[5]

    A2/O工艺具有工艺流程简单、运行灵活、水力停留时间短、活性污泥不易膨胀、基建和运行费用低等优点[6],因而在国内外应用广泛。但A2/O工艺本身就存在反硝化菌与聚磷菌的碳源竞争等矛盾,在低碳氮比的进水条件下,这一矛盾愈发突出。低温条件下,A2/O工艺的启动受到显著负面影响,生物处理系统的效率明显下降[7]

    在我国大部分地区的城市生活污水,尤其是南方地区的城市生活污水,均具有C/N偏低的特点,COD一般约为200 mg·L−1[8],COD/TN为3.3~8.5[9],而满足或完成反硝化的COD/TN为4~15[8]。在温度方面,由于地理区域的差异以及季节变化,水温可能降低至8~15 ℃,甚至低于5 ℃[3]。因此,低温低C/N的进水条件对污水生物处理系统的稳定运行和生物脱氮的效率提出了挑战。

    基于上述研究,本研究利用中试规模的A2/O装置,研究了低温低C/N进水条件下装置的脱氮规律,并结合反应动力学,评估了该条件对脱氮效果的影响,以期为优化低温低C/N进水条件下A2/O工艺的运营调控提供数据支持。

1.   材料与方法
  • 本实验接种的污泥取自北京市清河污水处理厂。装置进满污水后,停止进水,接种浓缩污泥后持续曝气,至污泥转为黄褐色时开始进水(进水量逐步增加),将外循环系统打开,让污泥在装置内循环。待污泥具备良好的沉降性能与表观特性时,即标志污泥驯化完成。

  • 1)A2/O中试装置与运行参数。本研究使用的实验装置见图1。A2/O中试装置如图1(a)所示。装置主体规格为2 660 mm×400 mm×550 mm,有效容积为480 L,V厌氧池V缺氧池V好氧池为1∶1∶3,总水力停留时间(HRT)为12 h,污泥龄(SRT)为15 d,污泥回流比r为100%,混合液回流比R为250%。

    实验用水取自中国人民大学总排水口排放的实际生活污水。由于取水口位于宿舍区与食堂附近,原水浓度较高。为模拟我国普遍存在的生活污水COD较低、C/N低的特点,用自来水对原水进行1∶1的稀释。其水质情况见表1。其中,COD的平均值为199.0 mg·L−1,COD/TN为4.43,为典型的低C/N进水。在实验期间,水温为11.3~15.5 ℃,平均为12.73 ℃,进水流量Q为1.02 m3·d−1,污泥负荷为0.23 kg·(kg·d)−1(以COD计),污泥的质量浓度(MLSS)为2 300~3 000 mg·L−1

    2)反应动力学实验装置与运行参数。反应动力学实验采用SBR装置进行,硝化实验装置如图1(b)所示,反硝化实验装置如图1(c)所示。实验使用的活性污泥(体积为8 L)分别取自A2/O中试装置的好氧池和缺氧池,在SBR装置中静置沉淀30 min,将上清液排出,注入等体积的清水后再次静置沉淀30 min,排出上清液,最后补入等体积的人工配水,开始生化反应。

  • 1)水质指标。本实验测试的水质指标为COD、NH+4-N、NO3-N、NO2-N、TN等,均按照《水和废水监测分析方法(第4版)》中的标准方法进行分析。其中,COD采用快速消解法测定;NH+4-N采用纳氏试剂光度法测定;NO3-N采用紫外分光光度法测定;NO2-N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法测定;TN采用过硫酸钾氧化紫外分光光度法测定。本研究中所有水质指标的测定,均取3次平行样进行测试,取平均值作图与描述规律。

    2)反应动力学方法。本研究探讨的反应动力学基于硝化反应和反硝化反应的Monod方程[10]。对于硝化反应,其限制因素为NH+4-N浓度和DO,因此,硝化反应的Monod方程如式(1)所示。

    式中:v硝化为硝化反应比硝化速率,mg·(g·h)−1v硝化,max为最大比硝化速率,mg·(g·h)−1SNNH+4-N的底物浓度,mg·L−1kSNNH+4-N的饱和常数,mg·L−1SO为DO的底物浓度,mg·L−1kSO为DO的饱和常数,mg·L−1

    在本研究中,为了保证好氧池的硝化过程完全进行,且本研究不探究低温低C/N条件下DO的影响,所以在曝气池中给予过量的曝气,可以认为SO>>kSO,所以SO/(kSO+SO)≈1。因此,本研究探究的硝化反应动力学Monod方程如式(2)所示。

    同理,由于反硝化反应中的限制因素为NO3-N浓度和碳源浓度,所以反硝化反应动力学Monod方程如式(3)所示。

    式中:v反硝化为反硝化反应比反硝化速率,mg·(g·h)−1v反硝化,max为最大比反硝化速率,mg·(g·h)−1S'NNO3-N的底物浓度,mg·L−1k'SNNO3-N的饱和常数,mg·L−1SC为碳源的底物浓度,mg·L−1kSC为碳源的饱和常数,mg·L−1

    硝化反应动力学:补充人工配水并搅拌均匀后,开始曝气并立即取样,而后每30 min取样1次,测定水样的NH+4-N浓度,绘制NH+4-N浓度随时间变化的曲线,并且计算每一段时间间隔内的比硝化速率(即每一段曲线的斜率除以污泥浓度)。以NH+4-N浓度为横坐标,以比硝化速率为纵坐标,绘制Monod曲线并进行拟合,得到v硝化,maxkSN的拟合值。

    反硝化反应动力学:探究NO3-N底物作为限制因素时,在体系中添加过量的碳源,即SC>>kSC,使SC/(kSC+SC)≈1,通过v反硝化=v反硝化,max·S'N/(k'SN+S'N)拟合得到v反硝化,maxk'SN;探究碳源底物浓度作为限制因素时,在体系中添加过量的NO3-N,即S'N>>k'SN,使S'N/(k'SN+S'N)≈1,通过v反硝化=v'反硝化,max·SC/ (kSC+SC)拟合得到v'反硝化,maxkSC。理论上v反硝化,maxv'反硝化,max相同或相近。综合以上结果,利用动力学参数v反硝化,maxk'SNkSC,得到反硝化反应的Monod方程。

2.   结果与讨论
  • 低温低C/N进水条件下,连续运行A2/O中试装置约60 d,其进出水情况及主要污染物的去除特性见图2

    1) COD去除情况。在实验期间,进水COD均保持在150~250 mg·L−1,平均浓度为198.95 mg·L−1,出水的情况如图2(a)所示。其数值基本均达到了《城镇污水处理厂污染物排放标准(GB 18918-2002)》一级A的排放标准(COD<50 mg·L−1),平均浓度为32.27 mg·L−1。但是,从去除率的角度上看,当进水COD较低时,A2/O系统的COD去除率偏低,一般为80%~85%,有时甚至低于80%,平均去除率为83.7%,这表明整个系统对COD去除的潜力还未被完全开发。结果表明,当进水COD偏低时,活性污泥微生物可用来进行生长繁殖的物质较少,以及低温时微生物的活性受到抑制,所以,在持续低COD进水的条件下,活性污泥的增长速率低于常规工况,当排泥没有进行相应的调整时,整个系统的MLSS逐渐下降到较低的水平。随着系统的微生物量降低,可以被微生物生化反应去除的有机物相应减少,导致系统的COD去除率偏低。但是,由于实验中进水COD较低,所以出水仍能达到一级A的排放标准。

    2) NH+4-N去除情况。实验期间NH+4-N的进出水情况如图2(b)所示。NH+4-N的进水浓度为30~40 mg·L−1,出水NH+4-N基本为0 mg·L−1,平均去除率为99.0%,且不随进水NH+4-N浓度的波动而产生变化,这说明低温低C/N的进水条件对硝化过程影响较小。初步分析可认为,由于硝化细菌AOB和NOB为自养型微生物,进水低C/N并不影响其生长繁殖,反而由于异养型微生物的生长繁殖受到限制,在溶解氧的竞争方面,硝化细菌成为优势菌群;另一方面,运行过程中曝气池的DO不低于2.5 mg·L−1,完全满足硝化反应的需要[12]。因此,尽管硝化过程对低温高度敏感[13],但硝化细菌占优势、曝气池DO高,所以,从整体上来看,NH+4-N的去除未受到较大影响。

    3) TN去除情况。实验期间TN的进出水情况如图2(c)所示。实验期间进水TN为40~50 mg·L−1,属于一般城镇污水处理厂进水的典型值。而进水的C/N较低,COD/TN的平均值为4.43,存在碳源不足的情况。因此,从出水来看,该条件下A2/O系统对TN的去除效果较差。在部分时间段内,出水TN能够达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)一级A的排放标准(TN<15 mg·L−1),实验期间的出水TN基本在20 mg·L−1左右,甚至出现超过30 mg·L−1的情况。去除率根据经验公式(式(4))计算。

    在外回流r为100%,内回流R为250%的运行工况下,TN去除率的理论值应为77.8%,但实验结果表明,低温低C/N条件下TN的去除率仅为50%~73%,平均去除率为56.5%,明显偏低。结合前文对NH+4-N去除的分析,可以认为,出水TN偏高、去除率偏低的原因在于NO3-N和NO2-N的去除效果不好,即反硝化效果较差。由图2(d)可见,出水中的NO3-N浓度与出水TN浓度相近,变化趋势相同,这证实了反硝化效果差的推测。初步分析可认为,导致反硝化效果差的原因有以下3点:一是由于反硝化菌属于异养型微生物,在低C/N进水时,碳源不足导致反硝化菌进行生化反应受到限制;二是低温条件下与反硝化反应相关的酶活性受到严重抑制,反硝化反应的速率明显下降[14];三是低温导致DO过度饱和,内回流将大量DO带入缺氧池,破坏缺氧环境,对反硝化过程造成不利影响[15]。在本研究中,缺氧池的DO为0.61 mg·L−1,ORP为93 mV,一般缺氧池DO为0.2~0.3 mg·L−1,ORP为−100~+100 mV,这证明了内回流DO过高引起破坏缺氧环境的结论。

  • 沿程实验是在A2/O中试装置的进水口、厌氧池出口、缺氧池出口、好氧池出口和二沉池出口(图1(a)中的①~⑤)分别取样,测定水质指标,并通过水质指标的变化规律来评价系统各段生化反应的效果。水质测试结果见表2

    NO2-N方面,通过沿程实验可以看到,整个系统中NO2-N浓度均较低,没有出现NO2-N的积累,其对于出水TN的影响不大,因此,不对NO2-N进行详细描述与分析。

    1) COD的沿程转化规律。进水COD为204.80 mg·L−1,在外回流r为100%的工况下,进入厌氧池的COD应当为113.95 mg·L−1左右,而厌氧池的出水COD为62.67 mg·L−1,这表明有45.0%的COD在厌氧阶段被消耗,其主要生化过程是聚磷菌的厌氧释磷。在内回流比R为250%时,进入缺氧池的COD应当为42.06 mg·L−1左右,而缺氧池的出水COD为28.59 mg·L−1,即有32.0%的COD在缺氧阶段被消耗,其主要生化过程是反硝化反应。最后,污水经过好氧池和二沉池,COD均有少量下降,主要是少量的异养型微生物进行有机物的利用。但是,由于COD已经处于较低的水平,异养型微生物相比于自养型微生物——硝化细菌的竞争优势弱,因此,这部分异养型微生物的量较少,对COD去除的效果不明显。

    2) NO3-N的沿程转化规律。在R为250%的工况下,进入缺氧池的NO3-N浓度应当为11.78 mg·L−1左右,而缺氧池出口的NO3-N浓度为9.18 mg·L−1,故仅有22%左右的NO3-N被还原为N2,没有达到反硝化的要求。理论计算表明,还原1 g·L−1 NO3-N被还原为N2需要的COD为2.86 g·L−1,该沿程实验中缺氧池总共消耗的COD为13.47 mg·L−1,理论上还原的NO3-N为4.71 mg·L−1,但实际还原的NO3-N仅为2.60 mg·L−1,为理论值的55%。这说明有45%左右的碳源被反硝化细菌用于自身生长繁殖或被反硝化细菌以外的其他微生物利用了,而不是用于反硝化反应。导致这种情况的原因是:一方面,低温导致缺氧池DO偏高(表2),使得其他兼性异养微生物处于优势地位,反硝化细菌可用于生长繁殖和反硝化反应的碳源被竞争者大量侵占,进而影响反硝化效果;另一方面,反硝化细菌在低温、高DO环境下活性受到抑制,使得反硝化反应的速率大大降低,所以,在与常规工况相同的缺氧池水力停留时间(HRT)里,能被反硝化反应还原的NO3-N减少。以上两方面的原因导致出水中NO3-N的浓度偏高、TN不达标。

    3) NH+4-N的沿程转化规律。在r为100%、R为250%的工况下,厌氧池、缺氧池进水的NH+4-N浓度应当分别为12.96 mg·L−1和6.49 mg·L−1,该数值与厌氧池、缺氧池的出水NH+4-N浓度接近,符合这2个阶段不发生硝化反应的常识。在好氧池,NH+4-N由6.14 mg·L−1降低到2.08 mg·L−1,再到二沉池出水降低为1.02 mg·L−1,完全达到了一级A(冬季,NH+4-N<8 mg·L−1)的标准。由此可见,低温低C/N条件下,A2/O系统的硝化过程没有受到太大影响。

  • 硝化反应Monod方程的实验结果和拟合结果如图3所示。图3(a)显示,当体系中NH+4-N浓度较高时,硝化反应近似为零级反应,比硝化速率达到最大且不随NH+4-N浓度的降低而降低,NH+4-N浓度随时间变化的曲线近似为直线;但当NH+4-N浓度降低到5 mg·L−1附近时,硝化反应速率开始急剧下降。用各段时间间隔内的比硝化速率与NH+4-N浓度进行拟合(图3(b)),得到低温条件下的硝化Monod方程,如式(5)所示。

    式中:v硝化,max为4.508 9 mg·(g·h)−1,即最大硝化速率为4.508 9 mg·(g·h)−1kSN为0.808 0 mg·L−1,即当NH+4-N浓度降低为0.808 0 mg·L−1时,硝化反应速率为峰值的50%。

    DINÇER等[11]的研究表明,在20 ℃下,v硝化,max为47.92 mg·(g·h)−1kSN为5.14 mg·L−1。本研究中得到的值明显低于此值。这说明,在低温的条件下,硝化反应受到严重影响,导致最大硝化速率大幅降低,而饱和常数较低表明此条件下的硝化反应以较为稳定的反应速率进行,速率骤降点延后。这一现象的原因可能是:低温低C/N条件驯化的活性污泥对体系中NH+4-N浓度的变化不敏感,只有当NH+4-N浓度降低到足够低的水平时,比硝化速率才出现突变。结合A2/O中试实验的情况分析,低温低C/N进水中,NH+4-N的浓度与常规工况并无明显差异,因此,活性污泥对NH+4-N浓度的适应性没有发生明显变化,表现为比硝化速率对NH+4-N浓度的变化不敏感。低温低C/N进水条件对硝化过程的影响主要体现在最大比硝化速率的降低。

  • 1) NO3-N浓度限制条件下反硝化Monod方程拟合。在计算比反硝化速率时,被还原的硝氮浓度为ΔNO3-N–0.6ΔNO2-N,该式表示实际被还原的NO3-N的量[16]NO3-N的沿时变化情况如图4(a)所示。当NO3-N浓度在10 mg·L−1以上时,反硝化反应为零级反应,比反硝化速率不会随着NO3-N浓度的降低而减小,此时的曲线近似为一条直线。当NO3-N浓度在5 mg·L−1左右时,反硝化速率开始受到NO3-N浓度过低的限制,速率开始急剧下降,曲线变缓。NO2-N的沿时变化情况如图4(b)所示。如前文所述,在反硝化过程中,NO3-N并非直接还原为N2,而是有中间过程:NO3-N先还原为NO2-N,NO2-N再还原为N2,其中,后者为限速步骤。因此,在反硝化过程中会出现NO2-N的积累,NO2-N浓度的最大积累量达到11.81 mg·L−1

    NO3-N浓度限制条件下,反硝化Monod方程的拟合如图4(c)所示。动力学参数v反硝化,max为5.961 9 mg·(g·h)−1,表示实验条件下最大反硝化速率为5.961 9 mg·(g·h)−1k'SN为2.041 6 mg·L−1,表示当NO3-N浓度降低为2.041 6 mg·L−1时,比反硝化反应速率降低为峰值的50%;R2为0.938 25。

    2)碳源限制条件下反硝化Monod方程拟合。如图5所示,在碳源浓度成为限制因素时,NO3-N浓度和NO2-N浓度的降低都明显有2个阶段:第1阶段碳源的量还充足,反硝化反应可以以最大速率进行;第2阶段碳源明显不足,NO3-N浓度和NO2-N浓度降低的趋势放缓。这个结果与马勇等[17]的研究结果一致。结合COD的沿时变化(图5(a))对原因进行分析,可以看到,当COD降低为50 mg·L−1左右时,COD降低的趋势开始变缓,并在36 mg·L−1左右不再下降。在这个过程中,由于反硝化细菌可利用的碳源越来越少,导致反硝化速率呈现逐渐降低的趋势。

    碳源浓度为限制因素时的反硝化Monod方程拟合情况如图5(d)所示。动力学参数v'反硝化,max为7.937 0 mg·(g·h)−1,表示实验条件下最大反硝化速率为7.937 0 mg·(g·h)−1,与v反硝化,max有较大差距。其原因在于:Monod方程探究实验中,水温、氧化还原电位(ORP)等参数不好控制,多组实验时条件存在差异,所以拟合出来的结果有差别。为方便得到最后的反硝化Monod方程,这里把v反硝化,maxv'反硝化,max的平均值作为最大反硝化速率v''反硝化,max,其值为6.949 5 mg·(g·h)−1kSC为24.628 mg·L−1,表示当COD为24.628 mg·L−1时,比反硝化反应速率降低为峰值的一半;R2为0.988 41,方程的拟合度较高。

    综上所述,低温低C/N条件下反硝化反应的Monod方程为如式(6)所示。

    DINÇER等[11]的研究表明,在20 ℃下,v反硝化,max为9.58 mg·(g·h)−1k'SN为0.27 mg·L−1kSC为60 mg·L−1。本研究中得到的v反硝化,maxkSC均低于前述值,仅k'SN的值偏高。这说明,在低温低C/N的条件下,反硝化反应受到一定的影响,导致最大反应速率亦在一定程度上降低。而NO3-N饱和常数较高、COD饱和常数较低,表明低温C/N条件下,比反硝化速率对COD的变化不敏感,对NO3-N浓度的变化敏感。与常规工况相比,在相同的NO3-N浓度下,低温低C/N进水条件下驯化的活性污泥的比反硝化速率较低。尽管比反硝化速率对COD的变化不敏感,但进水COD较常规工况低也会直接导致比反硝化速率的小幅度降低。

    该反硝化动力学模型可以在理论上指导污水处理厂高效投加碳源。污水处理厂缺氧池的HRT通常是确定的,对于确定的脱氮目标(即需要通过反硝化脱氮的量)而言,目标反硝化速率是确定的。根据该反硝化动力学模型,能推算出缺氧池需要保持的COD水平,再根据该值与缺氧池进水COD的差值,即可确定碳源投加的理论量,从而可在一定程度上避免盲目投加碳源所造成的浪费。

3.   结论
  • 1) A2/O中试装置在低温低C/N条件下运行的结果表明,其对COD的去除可以达到一级A排放标准,但潜力没有完全发挥;对氨氮可以基本去除,去除率达99.0%;对NO3-N、TN的去除不理想,对TN的平均去除率仅为56.5%。

    2)碳源不足是导致反硝化效果差的重要原因。低C/N进水导致缺氧池碳源缺乏,在此基础上只有45%的碳源用于反硝化反应,剩余碳源被其他异养型微生物竞争,导致出水TN超标。

    3)在低温和低C/N条件下,v硝化,maxv反硝化,max均比常规状态下低,这说明低温低C/N进水条件严重影响硝化和反硝化反应的速率;NH+4-N、COD的饱和常数比常规状态下高,NO3-N的饱和常数比常规状态下低,表明低温低C/N进水条件下,硝化反应对NH+4-N浓度的变化不敏感,反硝化反应对COD的变化不敏感、对NO3-N浓度的变化敏感。

Figure (5)  Table (2) Reference (17)

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  • 表 3  E、F、G三省锑的迁移过程
    Table 3.  Migration process of antimony in E, F and G provinces
    省份流域断面里程/km污染前锋污染峰团开始持续
    达标时刻
    到达
    时刻
    距事发
    时间/h
    到达
    时刻
    距事发
    时间/h
    峰值质量
    浓度/
    (mg·L−1)
    超标
    倍数
    E省A河事发点023日21时20分023日21时50分0.52.8559处理后达标
    A河与B河交汇口2324日5时7.524日12时15.523992016年1月25日20时
    B河大桥14324日15时1825日0时27.51.182352016年1月1日0时
    大桥26824日23时2625日7时30分351.16231无监测数据
    大桥38025日10时3726日10时620.9179无监测数据
    出E省断面10725日19时4626日20时720.611212016年1月25日20时
    F省B河E省、F省交界处11726日2时5327日12时880.621232016年1月28日20时
    F1水库坝首13227日4时7929日12时1360.244 347.862016年1月28日20时
    C江B河汇入C江下游1 km处14811月28日12时11211月30日10时1580.23846.62016年1月4日10时
    F2水库库首21212月1日22时19412月3日8时2280.0417.212月24日18时
    出F省断面25212月4日6时25012月5日23时2910.028 54.712月26日12时
    C江F省、E省交界处26212月4日18时26712月12日18时4540.020 93.1812月26日0时
    I水厂上游2公里断面31812月7日2时31712月8日3时3430.02103.212月24日8时
      注:污染前锋是指第一次出现超标的情况;污染峰团是指污染物浓度最高的情况;E省数据为监测与模拟结果,F省、G省数据为应急监测结果。
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  • 表 1  3种试验方法及除锑效率
    Table 1.  Three experimental methods and antimony removal efficiency rates
    试验方法试验条件锑质量浓度/(μg·L−1)锑去除
    率/%
    pH投加方法初始值处理后的值
    投加硫化钠8~9加30倍锑质量含量的硫化钠,充分搅拌60 min1 000876.1612.38
    投加聚合硫酸铁8~9加50倍锑质量含量的三价铁盐混凝剂聚合硫酸铁,充分搅拌40 min1 000631.0836.89
    投加“硫化钠+
    聚合硫酸铁”
    8~9加30倍锑质量含量的硫化钠,充分搅拌60 min;加50倍锑质量
    含量的三价铁盐混凝剂聚合硫酸铁,充分搅拌40 min
    1 00049.0095.1
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  • 表 2  本次事件主要应急原位除锑工程与技术方法汇总表
    Table 2.  Summary of engineering and technical methods for emergency site in situ antimony removal
    行政区地点时间锑超标
    倍数
    流量与
    水温
    处理工艺主要参数现场处理
    效率与效果
    备注
    E省A河汇入B河前约1 km2015年12月
    4—12日
    20~401.8 m3·s−1
    夜间水温
    <6 ℃
    弱酸性铁盐
    混凝沉淀法
    加盐酸或硫酸调节pH至
    6.0,投加聚合硫酸铁
    180 mg·L−1
    平均64.6%加温溶药。水温
    <2 ℃时效果差
    2015年12月
    12—20日
    5~201.4 m3·s−1
    夜间水温
    <0 ℃
    硫化钠+聚
    合硫酸铁
    硫化钠20 mg·L−1,聚
    合硫酸铁150 mg·L−1
    >85%加温溶药。适应低温,产泥量少,淤泥不易复溶
    A河汇入B河前约15 km2015年12月6日—
    2016年1月31日
    <51.0 m3·s−1
    全天水温
    <0 ℃
    硫化钠+聚
    合硫酸铁
    硫化钠14 mg·L−1,聚
    合硫酸铁120 mg·L−1
    >95%,
    达标
    加温溶药,增加沉淀时间。适应低温环境,产泥量少,淤泥不易复溶
    A河汇入B河前约2 km2015年12月20日—
    2016年1月31日
    <51.0 m3·s−1
    全天水温
    <0 ℃
    硫化钠+聚
    合硫酸铁
    硫化钠14 mg·L−1,聚
    合硫酸铁120 mg·L−1
    >95%,
    达标
    加温溶药,增加沉淀时间。适应低温环境,产泥量少,淤泥不易复溶
    尾矿库涵洞
    下方
    2016年1月
    10日之前
    200200 m3·d−1
    夜间水温
    <0 ℃
    氢氧化钠+聚
    合硫酸铁
    加氢氧化钠调节
    pH9.0~9.5,聚合
    硫酸铁750 mg·L−1
    >95%,超
    标倍数<3
    3~4 d需清理1次污泥,仅可白天高温时运行,不适应低温,淤泥易复溶
    2016年1月
    10日之后
    200200 m3·d−1
    全天水温
    <0 ℃
    硫化钠+聚
    合硫酸铁
    硫化钠75 mg·L−1,聚
    合硫酸铁300 mg·L−1
    >95%,超
    标倍数<3
    7 d清理1次污泥,可全天运行,适应低温和高浓度处置,淤泥不易复溶
    B河B1水电站2015年12月
    3—5日
    5~1515~20 m3·s−1弱酸性铁盐
    混凝沉淀法
    加盐酸调整pH到5.0,投加聚合硫酸铁100 mg·L−1,混凝沉淀后加液体烧碱回调pH到7.7沉淀池拦水坝按照流域整体水利调度于12月4日被拆除,未进行对比
    监测
    F省B河F1水库
    下游
    2015年11月30日
    —12月4日
    7~5115~20 m3·s−1弱酸性铁盐
    混凝沉淀法
    加盐酸调整pH到5.0,投加聚合硫酸铁100 mg·L−1,混凝沉淀后加液体烧碱回调pH到7.7平均50%
    G省(H市)I水厂从12月7日7时开始
    运行,至12月29日
    结束
    2.34平均
    0.42 m3·s−1
    弱酸性铁盐
    混凝沉淀法
    (1)配水井处投加盐酸,将原水调整为pH 5.0~5.3;(2)絮凝池前端投加聚合硫酸铁,在絮凝池出水端监测pH 5.3~5.8;(3)经过2级沉淀后,在出水端投加食品级碳酸钠(食用纯碱),确保滤池出水端pH 7.8左右。平均80%,
    达标
    出厂锑浓度
    持续<4 µg·L−1
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