赵凯,张国珍,武福平,杨光

(1.兰州交通大学 环境与市政工程学院，甘肃 兰州 730070；2.甘肃省黄河水环境重点实验室，甘肃 兰州 730070)

近年来，农村地区的水源逐渐受到工企业重金属的影响，对农民饮水安全造成了巨大的挑战[1]。目前，对于微污染水重金属的处理，大多采用混凝、离子交换等方法，对贫困农村的微污染水处理均不适用，而采用价格较低的生物法是比较可行的方法[2-4]。在生物法去除重金属的研究中，多是在条件较好的实验室培养单一微生物来研究其去除效果[2,5-6]，而生物慢滤技术能够在苛刻的环境下对重金属有很好地净化作用[7-8]。另一方面，填料作为生物慢滤最重要的一部分，也是研究的重点[9]。本文研究不同的镍离子初始浓度分别在不同的生物慢滤中对微污染水中镍离子去除的效果。

1 实验部分

1.1 试剂与仪器

活性炭(椰壳炭)、沸石、石英砂[10]；氯化镍，优级纯；氯化铵、葡萄糖、硝酸、氨水、高氯酸、乙醇、次氯酸钠、正丁醇、氢氧化钠、柠檬酸铵均为分析纯。

FA2004分析电子天平；202-00A电热恒温干燥箱；UV-2800A型紫外可见分光光度计。

1.2 实验用水

由于实验每日用水量较大，实际的微污染水难以满足，故参考西北村镇微污染水水质特征人工配制，通过在自来水中加入高岭土、氯化铵、葡萄糖、树枝树叶以及一定量的氯化镍，来改变自来水中浊度、氨氮、CODMn、镍离子等的含量，使水质特征符合微污染水，其温度15～20 ℃，氨氮浓度0.5～1.0 mg/L， CODMn浓度3～6 mg/L，浊度3～6 NTU。

1.3 实验方法

本实验设计了活性炭、沸石、石英砂三个生物慢滤柱，见图1。活性炭、沸石和石英砂3种滤料粒径均在0.3～0.6 cm，滤料高度0.9 m，承托层高0.1 m，滤速0.2 m3/h(9.14 mL/min)，水位超高0.4 m。

图1 生物慢滤系统实验装置Fig.1 Experimental device of biological slow filtration system

生物慢滤系统由配水系统(25 L)、提升系统和生物慢滤系统三部分构成，水从配水系统经提升系统输配至三个生物慢滤系统。慢滤柱通过透明的有机玻璃管制成，慢滤柱的直径为0.06 m，高度1.7 m， 慢滤柱的上部分是装有滤料的反应系统，慢滤柱的下部分是配水系统，中间由法兰连接，如此设计是为了方便滤料的填装和滤料的清洗，慢滤柱的上端10 cm处设有溢流管，用于控制水面高度。

水箱中的微污染水经水泵提升进入高位水箱后，依靠重力自上而下流入滤柱。滤速为0.2 m3/h， 24 h连续运行。挂膜成功后运行几日，开始生物慢滤系统对镍离子的去除研究。分别通过投加一定量的氯化镍来改变进水镍离子的浓度(0.04,0.08,0.12,0.16 mg/L)进行单因素实验，每日取样，采用丁二酮肟分光光度法测定出水镍离子浓度，计算去除率。

2 结果与讨论

2.1 活性炭生物慢滤柱的去除效果

镍离子在活性炭生物慢滤柱中的去除率见图2。

由图2可知，在活性炭滤柱中，前3 d原水镍离子浓度为0.04，0.08，0.12，0.16 mg/L时，出水镍离子去除率分别从85%下降到77.5%，72.5%下降到58.75%，82.33%下降到75%，83.75%下降到78.13%；3～7 d时，出水镍离子的去除率分别从77.5%上升到85%，58.75%上升到90%，75%上升到90%，78.13%上升到86.88%；至9 d时，出水镍离子的去除率在90%，90%，89%，87%左右波动。由此可知，活性炭滤柱的镍离子出水浓度都是先上升后下降，随后逐渐稳定，对应的去除率则相反，但随后也逐渐稳定。在系统稳定后，去除效率顺序为：0.04 mg/L=0.08 mg/L>0.12 mg/L>0.16 mg/L。

图2 镍离子去除率变化曲线Fig.2 Change curve of nickel ion removal rate

结果表明，在活性炭滤柱中，无论原水镍离子浓度是多少，它的去除效果均是先下降后上升，因为镍离子对除镍微生物有一定的毒害作用，镍离子可能通过破坏生物吸附过程中的吸附点位，造成生物吸附能力下降，或在生物转化过程中，破坏生物转化酶，从而降低生物转化能力。去除效果后升高是由于生物解毒效果的存在，微生物通过运输、结合与转化等方式消除抑制其正常生长繁殖的镍离子，并对其毒性产生抗性[11-14]。在该系统中，随着原始镍离子浓度的增加，去除效果逐渐降低，首先是由于除镍微生物表面的吸附点位和生物转化量达到最大；其次当原水中的镍离子浓度过高时，对除镍微生物的毒害作用逐渐变大，而因毒害作用过大，造成后期难以恢复致使解毒作用减小。在此条件下，当原水镍离子浓度为0.04，0.08，0.12 mg/L时，系统的镍离子出水浓度均可达到《生活饮用水卫生标准》GB 5749—2006，但原水镍离子浓度为0.16 mg/L时，则不能达到。

2.2 沸石生物慢滤柱的去除效果

镍离子在沸石生物慢滤柱中的去除率见图3。

图3 镍离子去除率变化曲线Fig.3 Change curve of nickel ion removal rate

由图3可知，在沸石滤柱中，前4 d镍离子浓度为0.04，0.08，0.12，0.16 mg/L时，出水镍离子的去除率分别从70%下降到62.5%，77.5%下降到60%，81.67%下降到72.5%，80%下降到75%；4～7 d时出水镍离子的去除率分别从62.5%上升到80%，60%上升到87.5%，72.5%上升到86.67%，75%上升到82.5%；至9 d时，出水镍离子的去除率在85%，87%，86%，83%左右波动。由此可知，沸石滤柱的镍离子出水浓度都是先上升后下降，随后逐渐稳定，对应的去除率则相反，但随后也逐渐稳定。在系统稳定后，去除效率顺序为：0.08 mg/L>0.12 mg/L>0.04 mg/L>0.16 mg/L。

结果表明，在沸石滤柱中，无论原水镍离子浓度是多少，它的去除效果是先降低后升高，也是因为镍离子对除镍微生物的毒害作用以及后期的解毒作用的影响，但和活性炭生物慢滤柱相比，沸石滤柱的出水水质及去除率均出现下降，这是因为活性炭比表面积大，孔隙结构发达，并且活性炭滤料所含促进微生物代谢循环、影响微生物的种群结构微量元素较多[15-16]。在该系统中，原水镍离子浓度0.08 mg/L，去除效果最好，是因为在此时除镍微生物表面的吸附点位和生物转化量达到最大，随后随着浓度的增大，过量的镍离子破坏了吸附点位和生物转化过程中的酶，致使其解毒作用的减小导致其去除率出现下降。在此条件下，当原始镍离子浓度为0.04，0.08，0.12 mg/L时，系统的镍离子出水浓度均可达到《生活饮用水卫生标准》GB 5749—2006，但原水镍离子浓度为0.16 mg/L时不能达到。

2.3 石英砂生物慢滤柱的去除效果

镍离子在石英砂生物慢滤柱中的去除率见图4。

图4 镍离子去除率变化曲线Fig.4 Change curve of nickel ion removal rate

由图4可知，在石英砂滤柱中，前4 d原水镍离子浓度为0.04，0.08，0.12，0.16 mg/L时，出水镍离子的去除率分别从65%下降到47.5%，70%下降到55%，80%下降到70.83%，75%下降到67.5%；3～7 d时，出水镍离子的去除率分别从47.5%上升到77.5%，55%上升到80%，70.83%上升到85%，67.5%上升到79.38%；至9 d时，出水镍离子的去除率在70%，79%，84%，79%左右波动。由此可知，石英砂滤柱的镍离子出水浓度都是先上升后下降，随后逐渐稳定，对应的去除率则相反，但随后也逐渐稳定。在系统稳定后，去除效率顺序为：0.12 mg/L>0.08 mg/L=0.16 mg/L>0.04 mg/L。

结果表明，在石英砂滤柱中，无论原水镍离子浓度是多少，它的去除效果是先降低后升高，同样基于2.1节和2.2节上述的原因，但和活性炭滤柱和沸石滤柱相比，石英砂滤柱的出水水质及去除率进一步出现下降，也是由于石英砂滤料的孔隙结构没有前两者的发达，所含促进微生物代谢循环、影响微生物的种群结构微量元素没有前两者多。在该系统中当原水镍离子浓度达到0.12 mg/L去除效果最好，同样是基于上述2.2节的原因，而原水镍离子浓度为0.08,0.16 mg/L，在这两种条件下的吸附点位和生物转化量相同。在此条件下，当原始镍离子浓度为0.04，0.08，0.12 mg/L时，系统的镍离子出水浓度也均可达到《生活饮用水卫生标准》GB 5749—2006，但原水镍离子浓度为0.16 mg/L时不能达到。

3 结论

(1)不论微污染原水中的初始镍离子浓度(0.04，0.08，0.12，0.16 mg/L)为多少，在活性炭、石英砂和沸石的生物慢滤中，随着时间的推移，均呈现出出水镍离子浓度先上升后下降，对应的去除率先下降后上升。原因是镍离子对除镍微生物有一定的毒害作用，导致其去除率出现下降，但随着时间的推移，除镍微生物慢慢恢复活性，其去除率又出现上升。

(2)适当提升镍离子的初始浓度，有助于去除率的提升，但过高的镍离子初始浓度对除镍微生物有不可恢复的伤害，导致其去除率出现大幅下降，微污染原水中的初始镍离子浓度宜为0.08 mg/L和0.12 mg/L，在此初始浓度下，生物慢滤的去除率较高且可达到生活饮用水卫生标准。

(3)从整体的生物慢滤去除水平来看，活性炭生物慢滤柱去除率最高，其次为沸石生物慢滤柱和石英砂生物慢滤柱。因此，在生物慢滤技术的实际应用中，应当首先考虑选用以活性炭为滤料的慢滤柱。