CN102145277A - 去除饮用水中污染物的吸附剂及其使用方法 - Google Patents

Abstract

本发明公开了一种去除饮用水中污染物的吸附剂及其使用方法。该去除饮用水中污染物的吸附剂，由以下重量百分比配比的原料制成的：70％活性炭+30％陶粒。所述吸附剂是活性炭和陶粒混合而制成的滤料；所述活性炭为活性炭颗粒。本发明针对水中污染物的特性，根据饮用水深度处理的要求，从污染物极性角度考虑，将极性无机吸附剂—多孔性软陶粒与活性炭组成复合滤料，去除水中的污染物。吸附剂最佳投加量为3g/L；该滤料较易挂膜，经过14天的连续进水挂膜成功该深度处理工艺对COD_Mn和氨氮均有良好的去除效果。与传统方法相比，COD_Mn去除率由40％左右提高到接近60％，氨氮去除率由50％左右提高到90％。

Description

去除饮用水中污染物的吸附剂及其使用方法

(一)技术领域

本发明涉及一种吸附剂，特别涉及一种去除饮用水中污染物的吸附剂及其使用方法。

(二)背景技术

目前饮用水深度处理的方法有以下几种，分别存在这样或那样的缺点：

(1)活性炭吸附法：

活性炭是目前所有饮用水深度处理技术应用最广泛的一种深度处理技术，不仅对色、嗅、味、农药、消毒副产物和微量有机污染物等都具有一定的吸附能力，还可以通过氧化、催化还原、鳌合或络合、吸附等机理有效去除铁、锰、铜、汞、铬、砷等重金属，且生产方便。活性炭是一种多孔性物质，内部具有发达的孔隙结构和巨大的比表面积。其中微孔构成的内表面积占总面积的95％以上。研究表明，活性炭对有机物的去除主要是微孔吸附作用，微孔是活性炭吸附有机物的主要区域。有试验结果表明，活性炭对分子量在500~3000的有机物有十分明显的去除效果，去除率一般为70~86.7％。常用的活性炭主要有粉末活性炭(PAC)和颗粒活性炭(GAC)两大类。PAC价格便宜，基建投资省，不需增加特殊设备和构筑物，适用于水质季节性及突发性事故时水源净化处理的临时投加。GAC在水处理中应用广泛，处理效果也较稳定，美国环保署(USEPA)饮用水标准的64项有机物指标中，有51项将GAC列为最有效技术(BAT)。西欧一些水厂使用颗粒活性炭，平均可降低水中20％-30％的总有机碳。GAC处理工艺的缺点是：一般只能有效吸附分子大小在100-1000入之间的有机物和分子量400以下的低分子量的溶解性有机物，而对于极性高的低分子化合物及腐殖质等高分子化合物难于吸附；基建和运行费用较高；存在易滋生细菌产生亚硝酸盐等致癌物；相对短期或突发性污染适应性差等。

(2)生物活性炭技术

生物活性炭技术是多年活性炭在饮用水处理的应用实践中产生的，它是指水处理过程中，有意识地助长在活性炭吸附中的好氧生物活性的处理工艺。对颗粒炭而言，微生物群落可以分散在炭段表面，也可以成膜覆盖在整个炭粒外表面。活性炭是一种兼有吸附、触媒和化学反应活性的多功能载体。微生物附着其上，可以发挥生化和物化处理的协同作用，从而可以处理那些采用单纯生化处理或炭吸附法所不能去除的污染质，延长活性炭的工作周期，减少运行费用而且水中氨氮可以被微生物转化为硝酸盐，从而减少了后氯化的投氯量，降低了三卤甲烷的生成量，因此大大提高处理效率，改善出水水质。生物活性炭不足之处在于一般采用自然挂膜方式，时间较长；进水浊度高，活性炭微孔极易被阻塞，导致活性炭的吸附功能下降，在长期高浊度情况下，会造成活性炭的使用周期缩短；进水水质的pH值适用范围窄，抗冲击负荷差等。

(3)臭氧氧化法

臭氧化技术应用最广泛、最成功的领域是饮用水处理。臭氧是氧的同素异形体，它的分子由3个氧原子组成。臭氧在室温下为无色气体，具有一种特殊的臭味。标准气压和温度下，在水中的溶解度是氧气的13倍，温度为25℃时，臭氧的溶解度约为7mg/L。臭氧极不稳定，在常温下即可自行分解。臭氧在含有杂质的水溶液中迅速分解，其在水中的分解率受水的纯度影响，臭氧在自来水中的半衰期约为20min。臭氧是一种很强的氧化剂和消毒剂，其氧化还原电位在碱性环境中仅次于氟，远远高于水厂常用的消毒剂液氯。研究发现，臭氧与有机物的反应具有较强的选择性，它对水中已形成的三卤甲烷几乎没有去除作用。同时臭氧氧化还可导致水中可生物降解物质的增多，使出厂水的生物稳定性降低，容易引起细菌繁殖。这些因素的存在，使得臭氧很少在水处理工艺中单独使用。臭氧在饮用水处理的主要应用有预氧化和后氧化。预氧化主要用途为改善感观指标，铁、锰以及其它重金属，藻类，助凝，将大分子有机物氧化为小分子有机物，氧化无机物质如氰化物、硝化物等。臭氧后氧化主要与生物活性炭联用即臭氧生物活性炭(O₃-BAC)法。进水先经臭氧氧化，使水中大分子有机物分解为小分子状态，这就提高了有机物进入活性炭微孔内部的可能性。活性炭能吸附臭氧氧化过程中产生的大量中间产物，包括解决了臭氧无法去除的三卤甲烷及其前驱物质，并且微生物附着其上，可以发挥生化和物化处理的协同作用，从而延长活性炭的工作周期，保证了最后出水的生物稳定性。臭氧一生物活性炭的第一次联合使用是1961年在德国Dusseldorf市及Amataad水厂中开始的，它的成功引起了德国以及西欧水处理工程界的重视。自从德国杜尔塞多水厂首先使用至今，已有近30年历史。现已广泛推广应用于欧洲国家如法、德、意、荷等上千座水厂中，在欧洲臭氧活性炭技术被公认为处理污染原水、减少饮用水中有机物浓度的最有效技术。该项技术在我国正在逐步推广应用，北京田村山水厂、九江炼油厂生活水厂都在使用这项技术。

(4)膜技术

膜分离技术是以高分子分离膜为代表的一种新型的流体分离单元操作技术。它具有物质不发生相变，分离系数大，在常温下进行，适用范围广及装置简单，操作方便等特点，在水处理界越来越得到广泛的应用，包括微滤(MF)、超滤(UF)、纳滤(NF)和反渗透(RO)等。微滤技术是目前所有膜技术应用最广泛的一种膜分离技术，主要用于过滤0.1~10μm大小的颗粒、细菌、胶体，微滤作为较经济的微过滤方式在饮用水处理方面应用广泛，可代替常规的混凝过滤和二沉池，在水质波动较大时仍可连续处理。超滤其孔径范围为0.05~1nm，主要用于去除固体颗粒、悬浮物、大分子有机物和胶体。纳滤介于反渗透和超滤之间，其操作压力通常为0.5MPa~1.0MPa，纳滤膜的一个显著特点是具有离子选择性，它对二价离子的去除率高(95％以上)，一价离子的去除率低(40％~80％)，因此纳滤广泛应用于水中三卤甲烷潜体、低分子有机物、农药、异味、硝酸盐、硫酸盐、氟、硼、砷等有害物质的去除^[15]。反渗透膜几乎对所有的溶质都具有很高的脱除率，反渗透出水水质很高，在水处理中通常用于最后的精制。目前，美国、法国、英国、日本、澳大利亚、南非和荷兰都已相继建立了生产性膜技术水厂。但是，膜法对进水水质要求高，且膜需要定期清洗，存在着经费和运转费用高的问题。我国的膜技术在饮用水深度处理领域的应用与世界先进水平尚有较大差距，目前尚未在国内大面积使用。

(5)深度氧化技术

饮用水深度氧化法(Advanced Oxidation Process简称AOP)是指用产生羟基自由基的方式来对原水中的污染物质进行更彻底的氧化。该技术的特点是具有极强的氧化能力，有机物去除效率高，对水中有机优先控制污染物如三氯甲烷、四氯化碳、三氯乙烯、四氯乙烯、六氯苯及多氯联苯等也能有效进行分解且没有选择性。研究还指出，饮用水深度氧化处理时的耗氧速度不高，反应速率受水温变化影响较小，而且pH值变化对催化剂活性没有影响，使得在饮用水处理中无需调整pH值。但深度氧化法的处理费用高，设备复杂，该技术还处于实验室和中试阶段，在经济上还只限于小水量规模的处理。

饮用水深度处理的发展趋势：近年来，鉴于水资源匮乏和水源污染的普遍性和严重性，饮用水深度处理技术的研究和应用已呈现蓬勃发展的趋势。同时，随着居民环保意识的增强，生活水平的不断提高和健康条件的日益改善，饮用水水质标准必将愈来愈严格，在常规的絮凝、沉淀、过滤、消毒净水工艺难以满足要求的情况下，深度处理技术在给水处理中的应用潜力巨大，发展前景十分广阔。我国的饮用水深度处理技术同世界先进水平尚有较大差距。由于饮用水深度处理的各种方法都有其各自的各种优、缺点，应积极研究开发各种饮用水深度处理技术，降低投资和运行成本，根据不同水源和出水水质要求，合理选择深度处理工艺，更好的推进深度处理技术在给水处理工程上的应用。

发明内容

本发明为了弥补现有技术的不足，提供了一种净水效果、吸附性能强的去除饮用水中污染物的吸附剂及其使用方法.

本发明是通过如下技术方案实现的：

一种去除饮用水中污染物的吸附剂，其特征在于：由以下重量百分比配比的原料制成的：70％活性炭+30％陶粒。

本发明的去除饮用水中污染物的吸附剂，所述吸附剂是活性炭和陶粒混合而制成的滤料；所述活性炭为活性炭颗粒。

本发明的去除饮用水中污染物的吸附剂的使用方法，其一种实现方式在于：将活性炭和陶粒混合后装入滤柱内，滤柱连续进水连续出水。

本发明的去除饮用水中污染物的吸附剂的使用方法，其另一种实现方式在于：将活性炭和陶粒混合后作为吸附剂投入水中，吸附剂在水中的投加量为3g/L，使吸附剂和水充分混合后过滤出水即可。

本发明的作用机理和有益效果：

1、活性炭吸附机理

活性炭对污染物的吸附主要由两种相互作用所决定。

(1)物理相互作用

包括尺寸排斥(Size Exclusion)和微孔效应。尺寸排斥决定了吸附质分子所能进入的活性炭微孔，其效应是活性炭对吸附质分子有效吸附面积的函数，它由活性炭及目标分子的相对“尺寸”分布决定。尽管尺寸排斥降低了活性炭对大分子有机物的吸附，在其它因素相同时，微孔的吸附能要更大一些，因为微孔与吸附质分子的大小接近时，会在吸附剂表面形成多个吸附点而形成表面作用力的叠加，这样增加微孔有利于对小分子有机物的吸附。活性炭大部分表面积存在于微孔中(＜2nm)，因此大分子污染物有可能不能全部进入活性炭微孔中。已有研究表明活性炭会优先吸附腐殖酸的低分子部分。但尺寸排斥并不能解释所有现象，比如某活性炭对两种大分子的腐殖酸的吸附容量比对小分子的富里酸的吸附容量大。

(2)化学相互作用

化学相互作用对大小分子均很重要。疏水性相互作用主要与吸附质和溶剂间的相容性有关。一般来说，吸附质在水中的溶解度越小，吸附剂对其的吸附容量越大。除非特性的色散力外，吸附质与活性炭表面(包括基平面电子、孤对电子和表面官能团)间存在特殊的相互作用，这些表面基团可影响活性炭的表面极性及活性炭与溶剂间的相互作用。对可离子化的吸附质来说，这种吸附机制还受到作为溶剂的水的性质的影响，例如，静电相互作用受pH值和离子强度的影响。

2、陶粒的吸附机理

陶粒去除污染物主要基于吸附特性，作用力为色散力及骨架阴离子和孔道中阳离子所产生的静电力。陶粒滤料表面和内部具有大量的孔隙，且孔隙结构复杂，因而孔隙结构是陶粒吸附能力的决定因素。由于陶粒带有金属离子、不饱和电荷，其表面呈强极性，对极性分子和不饱和分子有很强的亲和力，对非极性分子中极化率大的分子也有较高的选择吸附优势，如氨氮、氯仿、三氯乙烷、苯胺、苯醌及腐殖酸等。例如对极性小分子有机物氯仿(CHCl₃)的吸附能力，极性的陶粒滤料远大于非极性的活性炭。另外，陶粒表面可通过离子交换吸附、配合反应、共沉淀等作用去除水中重金属离子等。陶粒的吸附性能受很多因素影响，不同陶粒由于其结构特征不同，去除污染物能力和表现出来的净水效能也不同。

3、周期反冲洗

生物滤池反应器运行过程中，填料的机械截留与膜生物絮凝作用，使原水中的悬浮物质及胶体颗粒不断被截留在滤料的空隙中，滤料上生物膜的新陈代谢作用，引起生物膜厚度的增加，当达到一定程度时，如果不及时进行反冲洗操作，会导致填料空隙率减小和水流阻力的增大。这不仅增大了滤池的水头损失，还可能使填料层局部出现溶解氧供应不足，影响到生物氧化作用效果因此需要及时进行周期性的反冲洗。适宜的反冲洗操作，虽然会造成生物量的部分损失，但有利于生物膜的更新，增强膜活性，尽管生物量有所减少，但净化效果基本不变。但是如果反冲洗的强度过大，就会对生物膜造成严重的损害，从而使出水水质下降。所以，要维持反应器的高效、稳定的处理效果，关键要把握好反冲洗周期以及控制好适宜的反冲洗强度。合适的反冲洗周期应根据水头损失和出水水质来选择。反冲洗周期过长，使截留下的悬浮物沉降或粘附于填料生物膜上，妨碍微生物与水中污染物、的传质过程，降低生物膜的活性，导致生物处理效果的下降，同时水头损失大大增加，能耗增加。反冲洗周期太短，会减少产水量，增加冲洗能耗，生物膜脱落加快，生物量减少，降低处理能力。

本发明针对水中污染物的特性，根据饮用水深度处理的要求，从污染物极性角度考虑，将极性无机吸附剂—多孔性软陶粒与活性炭组成复合滤料，去除水中的污染物。静态吸附试验研究结果表明：在总投加量不变的基础上确定复合滤料的最佳配比为70％活性炭+30％陶粒；吸附剂最佳投加量为3g/L；填料滤池的挂膜实验表明：该滤料较易挂膜，经过14天的连续进水挂膜成功。挂膜成功后进行滤柱连续运行实验结果表明：该深度处理工艺对COD_Mn和氨氮均有良好的去除效果。整个工艺对于COD_Mn的去除率变化范围为42％-72％，平均为58.4％。出水氨氮浓度在0.2mg/l以下，氨氮去除率稳定在90％左右。与传统方法相比，COD_Mn去除率由40％左右提高到接近60％，氨氮去除率由50％左右提高到90％。

(三)附图说明

下面结合附图对本发明作进一步的说明。

图1为本发明吸附剂中陶粒所占质量分数与NH₃-N去除率的对应关系示意图。

图2为本发明吸附剂投加量与NH₃-N、COD_Mn去除率的对应关系示意图。

图3为本发明吸附剂挂膜期间COD_Mn的去除效果示意图。

图4为本发明吸附剂运行时间与NH₃-N去除率的对应关系示意图。

图5为本发明吸附剂填料在生物滤池运行时间与COD_Mn去除率关系示意图。

图6为本发明吸附剂填料在生物滤池运行时间与NH₃-N去除率关系示意图。

(四)具体实施方式

附图为本发明的一种具体实施例。该实施例的去除饮用水中污染物的吸附剂，由以下重量配比的原料制成的：活性炭70克，陶粒30克。

本发明的去除饮用水中污染物的吸附剂，所述吸附剂可以活性炭和陶粒混合而制成的滤料；所述活性炭最好为活性炭颗粒。

本发明的去除饮用水中污染物的吸附剂的使用方法，其一种实现方式在于：将活性炭和陶粒混合后装入滤柱内，滤柱连续进水连续出水。

本发明的去除饮用水中污染物的吸附剂的使用方法，其另一种实现方式在于：将活性炭和陶粒混合后作为吸附剂投入水中，吸附剂在水中的投加量为3g/L，使吸附剂和水充分混合后过滤出水即可。

本实验综合应用了臭氧氧化法和生物活性炭技术。首先，对试验所采用的填料进行了静态吸附试验，目的是确定复合吸附剂最佳配比、最佳投加量，通过对陶粒+活性炭复合填料的吸附规律的探索，为下一步试验研究奠定基础。其次，为了使滤料上形成生物膜，在把滤料装填入滤柱后对复合滤料进行挂膜，进行活性炭-陶粒复合滤料挂膜实验。最后，在生物膜成熟后，为考察整套工艺的水处理效果，进行活性炭-陶粒复合滤料生物滤池的连续运行实验。

实验一：活性炭陶粒静态吸附实验

1.1仪器

恒温震荡器、尤尼柯2100型分光光度计、电热恒温水浴锅、电子天平。

1.2药品

高锰酸钾(KMnO₄)、草酸钠(Na₂C₂O₄)、硫酸(H₂SO₄)、氢氧化钠(NaOH)、盐酸(HCl)等、碘化汞(HgI)、N-(1-萘基)-乙二胺二盐酸盐(C₁₀H₇NHC₂H₄NH₂·2HCl)。

1.3实验步骤

1.3.1准备实验用活性炭、陶粒

1.3.2确定活性炭-陶粒复合吸附的最佳配比

在总投加量不变的基础上，将陶粒、90％陶粒+10％活性炭、80％陶粒+20％活性炭、70％陶粒+30％活性炭、60％陶粒+40％活性炭、50％陶粒+50％活性炭、40％陶粒+60％活性炭、30％陶粒+70％活性炭、20％陶粒+80％活性炭、10％陶粒+90％活性炭、活性炭作为11种吸附剂进行静态吸附试验。在11个250ml锥形瓶中加入200ml水样，分别加入0.6g吸附剂，然后放在恒温震荡器上在室温条件下进行震荡4h后，静置30min后取上清夜，测定其COD_Mn和氨氮值。

1.3.3确定活性炭-陶粒复合吸附的最佳投加量

将最佳配比活性炭+陶粒作为吸附剂进行活性炭—陶粒的静态吸附试验。在8个250ml锥形瓶中加入200ml水样，分别加入0.1g、0.2g、0.3g、0.4g、0.5g、0.6g、0.7g、0.8g、0.9g、1.0g(0.5g/L~5g/L)复合吸附剂，然后放在恒温震荡器上在室温条件下进行震荡，4h达到吸附平衡后，分别静置30min后取上清夜，测定COD_Mn和氨氮参数值。

1.4结果与讨论

实验结果如以下图表所示：表1

由表1及图1可知，单独使用活性炭对COD_Mn的去除效果较好，但对NH₃-N的去除效果较差，仅为10％左右；而陶粒对氨氮有较好的去处效果。随着活性炭在复合吸附剂中比例的增加，对有机物的去除效果明显加强，而其对NH₃-N的吸附则逐渐降低。这是因为随着陶粒所占比例的减少，极性有机物难于与水(强极性)的吸附位进行竞争，故对极性有机物的吸附能力得不到体现。而活性炭易吸附水中的非极性或弱极性有机物，体现出对有机物的良好吸附能力。其中，当配比活性炭的质量分数达到70％时，对COD_Mn和NH₃-N的去除效果均较好，去除率分别大于25％和30％。随着吸附剂中陶粒百分比的提高，尽管对NH₃-N的去除率有所升高，但对COD_Mn的去除率有较大的降低。因此，本试验确定复合吸附剂的最佳配比为70％活性炭+30％陶粒。

表2

吸附滤料投加量大的时候，吸附比较容易进行，COD_Mn和NH₃-N的去除率较高，但在投加量较少的情况下，单位质量滤料的吸附容量更大，利用也更为充分。由于投加量的多少牵涉到经济性，因此，在选择时，应综合考虑去除效果和经济性。由试验数据表2和图2可知，当复合吸附剂投加量在3g/L时，处理后水中的COD_Mn降到2.97mg/L，去除率达到28.6％；NH₃-N降到0.35mg/L，去除率达到34％。因此，确定活性炭—陶粒最佳投加量为3g/L，此时对COD_Mn和NH₃-N的去除效果均较好。

实验二：复合填料滤池的挂膜实验

2.1仪器

滤柱、尤尼柯2100型分光光度计、电热恒温水浴锅、电子天平等。

2.2试剂

高锰酸钾(KMnO₄)、草酸钠(Na₂C₂O₄)、硫酸(H₂SO₄)、氢氧化钠(NaOH)、盐酸(HCl)、碘化汞(HgI)、N-(1-萘基)-乙二胺二盐酸盐(C₁₀H₇NHC₂H₄NH₂·2HCl)等。

2.3实验步骤

2.3.1设备的安装和安全性检查

2.3.2滤柱进水挂膜

为了形成生物活性滤池，在把滤料装填入滤柱后，首先进行滤料的挂膜。挂膜期间滤柱24h连续进水连续出水，为了使生物膜尽快形成，试验采用原水直接通过滤柱过滤而不通臭氧氧化的工艺。同时采用了较长的接触时间，20～30min。为了使进水中的溶解氧保持4～6mg/L，当原水的溶解氧含量低时，在进入活性炭滤柱前对原水进行少量空气曝气。由于原水中氨氮浓度比较低，后期采用人工投加氨的方式，在滤柱提升泵前加氨，经提升泵混和进入滤柱，使得滤柱进水氨氮浓度提高到0.77mg/L左右，有利于滤柱的挂膜。

2.3.3结果与讨论

图3显示了挂膜期间COD_Mn的去除效果。在挂膜初期，滤柱对COD_Mn有较好的去除效果，去除率基本稳定在65％，这是由于此时复合滤料刚投入使用表面未形成生物膜，且活性炭和陶粒都具有发达的比表面积以及微孔结构，这时主要靠滤料的过滤、截留和吸附作用去除对有机物，滤料极大的吸附能力发挥了关键作用。随着时间的延长，活性炭上吸附的有机物量增加，吸附速率开始下降，出水COD_Mn升高。挂膜第7天时原水COD_Mn3.76mg/l，出水COD_Mn2.60mg/l，去除率仅为21％。之后，去除率又有所上升，由图3-3看出，运行到8～14d，COD_Mn去除率明显逐渐升高，这是由于随着挂膜时间的推进生物膜在滤料表面逐渐成熟，此时主要依靠生物膜的生物作用。生物膜不仅可以增强滤料层的吸附和截留作用，而且微生物可以利用原水中溶解性有机物供给自身的新陈代谢活动，部分代谢产物或分解中间产物可起到微絮凝的作用，因此吸附和生物降解的协同作用更加增强了反应器对原水中有机物的总体去除能力。第14d，进水COD_Mn3.98mg/l，出水COD_Mn2.65mg/l，COD_Mn去除率47％，之后COD_Mn去除率稳定在30％以上。

由图4看出，从试验开始运行到大约5天时对NH₃-N的去除率很低，平均只有3％左右。说明复合滤料吸附对NH₃-N的去除效果很差，几乎没有作用。但是随着活性炭上吸附和生长的微生物增多，对NH₃-N的去除率也随着硝化细菌的增加而增加，从图4可以明显看出6～14天，滤柱对NH3-N的去除稳步增加；到第14天，进水氨氮浓度0.84mg/l，出水氨氮浓度0.13mg/l，氨氮去除率81％。以后，NH₃-N的去除率稳定在60％以上。

已有资料中普遍认为，判断生物膜是否成熟可以根据COD_Mn和氨氮的去除效果，当其去除率分别超过30％和60％时，即认为挂膜成功。因此，反应器运行至第14d认为挂膜完成，进入稳定运行阶段。

实验三：复合滤料生物滤池的稳定运行实验

3.1仪器

臭氧发生器、臭氧接触柱、滤柱、尤尼柯2100型分光光度计等。

3.2试剂

高锰酸钾(KMnO₄)、草酸钠(Na₂C₂O₄)、硫酸(H₂SO₄)、氢氧化钠(NaOH)、盐酸(HCl)、碘化汞(HgI)、N-(1-萘基)-乙二胺二盐酸盐(C₁₀H₇NHC₂H₄NH₂·2HCl)等。

3.3实验步骤

启动和挂膜完成后，生物滤池进入连续运行和最佳工艺参数选择试验阶段。为了不破坏反应器内微生物生长的稳定环境，从而更加直观地观察复合填料生物滤池的处理效果，从2009年4月25日到6月4日，反应器连续运行40天，进行生物滤池的连续运行试验。

3.4实验结果与讨论

表3：

在连续运行阶段，生物应器的填料上生物膜生长良好，除反冲洗对反应器的处理效果产生一些影响外，总体而言，该生物反应器对污染指标有着稳定而良好的去除效果。

3.4.1对COD_Mn的去除效果

试验期间，复合填料生物滤池对于COD_Mn的去除效果如图5所示。经过臭氧单元以后，COD_Mn从原水的1.88mg/l-3.10mg/l下降到1.63mg/l-2.82mg/l，去除率变化范围为9.5％-22.8％，平均12％。臭氧氧化对COD_Mn的去除作用不明显，但臭氧对水中有机物的氧化作用使得大分子有机物变成了易于进一步氧化的小分子有机物，可提高了有机物的可生化性，从而提高后续生物滤池对水中有机物的去除率。由图可以看出，经过滤柱过滤后，出水COD_Mn浓度下降到1.1mg/l-1.98mg/l，平均为1.63。整个工艺对于COD_Mn的去除率变化范围为42％-72％，平均为58.4％。第22日(5月1日)反冲洗之前，进出水浓度之间的差距逐渐缩小，其去除率不断下降，第22日滤柱出水COD_Mn的去除率为42％。反冲洗过后，第23日，COD_Mn去除率进一步减小，这是由于生物膜在反冲洗过程中遭到一定程度的破坏，贫营养型的异养菌低抗反冲洗剪切力的能力有限。在随后的几天COD_Mn的去除率逐渐上升。由图5可知，该工艺对于COD_Mn的去除是臭氧单元和复合填料生物滤池协同作用的结果，但以复合填料生物滤池对COD_Mn的去除为主。

3.4.2对氨氮的去除效果

氨氮的去除主要是生物降解，亚硝化和硝化反应的作用，同时氨氮也可能由于有机氮被氧化而升高。文献报道，对砂滤柱和炭层的分层试验，以及对滤料做生物量试验表明，在温度没有完全抑止硝化菌活性的前提下，氨氮的硝化反应很迅速，而且主要是上层中进行，所需停留时间非常少，一般对于砂滤柱只需要3min，炭滤柱只需要5min。而且硝化反应与生物活性的相关性不是很大，即只要有生物活性，氨氮的硝化反应就可以进行的比较彻底。叶辉等人研究表明夏季臭氧活性炭工艺最多可以代谢进水中氨氮浓度1.5mg/l，冬季为2.0mg/l。本试验中臭氧活性炭工艺对氨氮的去除效果如图6所示，这一阶段原水氨氮浓度基本在0.5613mg/l-0.9157mg/l之间，反应器运行至第22日(5月1日)，氨氮去除率下降至73.1％，对反应器进行反冲洗后，第24日，氨氮去除率回升至81.5％。从图可以看出，经过臭氧单元以后，氨氮浓度没有下降反而上升了但是幅度不大，原因是氨氮与分子臭氧以及羟基自由基(·OH)的反应速率常数很低，所以臭氧单元对于氨氮的直接去除效果不好；而同时臭氧又将有机氮氧化成氨氮，导致氨氮浓度经过臭氧单元以后有所升高。从图也可以看出，出水氨氮浓度在0.2mg/l以下，氨氮去除率稳定在90％左右，较之前有研究的O₃-BAC工艺高。陶粒+活性炭复合滤料对NH₄ ⁺-N的处理效果优于单独使用活性炭，这可能是由于陶粒为无机吸附材料，极性很强，对极性分子NH₄ ⁺-N有很强的亲和力所致。同时，去除率曲线比较平缓，波动性不大，因此滤柱对于氨氮的去除具有很强的抗冲击负荷能力。

(四)结果：

在整个实验过程中，以COD_Mn和NH3-N的去除率为评价参数，首先通过活性炭-陶粒静态吸附实验确定了复合吸附剂的最佳配比为70％活性炭+30％陶粒，吸附剂最佳投加量为3g/L，此时对COD_Mn和NH3-N的去除率分别为29.6％和34％。然后进行符合填料滤池的挂膜实验，结果表明该滤料较易挂膜，经过14天的连续进水挂膜成功。挂膜成功后进行滤柱连续运行实验，结果表明，该深度处理工艺对COD_Mn和氨氮均有良好的去除效果。COD_Mn原水为1.88mg/l-3.10mg/l，出水COD_Mn浓度下降到1.1mg/l-1.98mg/l，平均为1.63。整个工艺对于COD_Mn的去除率变化范围为42％-72％，平均为58.4％。出水氨氮浓度在0.2mg/l以下，氨氮去除率稳定在90％左右。与传统方法相比，COD_Mn去除率由40％左右提高到接近60％，氨氮去除率由50％左右提高到90％。

Claims (5)

1.一种去除饮用水中污染物的吸附剂，其特征在于：由以下重量百分比配比的原料制成的：70％活性炭30％陶粒。

2.根据权利要求1所述去除饮用水中污染物的吸附剂，其特征在于：所述吸附剂是活性炭和陶粒混合而制成的滤料。

3.根据权利要求1所述去除饮用水中污染物的吸附剂，其特征在于：所述活性炭为活性炭颗粒。

4.根据权利要求1至3任一项所述去除饮用水中污染物的吸附剂的使用方法，其特征在于：将活性炭和陶粒混合后装入滤柱内，滤柱连续进水连续出水。

5.根据权利要求1至3任一项所述去除饮用水中污染物的吸附剂的使用方法，其特征在于：将活性炭和陶粒混合后作为吸附剂投入水中，吸附剂在水中的投加量为3g/L，使吸附剂和水充分混合后过滤出水即可。

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