接触氧化_超滤除铁除锰组合工艺的净化效能
除铁除锰生物滤层内铁的氧化去除机制探讨
第39卷 第8期2007年8月哈 尔 滨 工 业 大 学 学 报JOURNAL OF HARB I N I N STI T UTE OF TECHNOLOGYVol 139No 18Aug .2007除铁除锰生物滤层内铁的氧化去除机制探讨李 冬1,2,张 杰3,王洪涛1,张艳萍4(1.清华大学环境科学与工程系,北京100084,E 2mail:lidong2006@bjut .edu .cn;2.北京工业大学水质科学与水环境恢复重点实验室,北京100022;3.哈尔滨工业大学市政环境学院,黑龙江哈尔滨150090;4.北京工商大学化学与环境工程学院,北京100037)摘 要:通过实验室的模拟滤拄实验说明了弱曝气条件下,空气接触氧化除铁的极限浓度为22～23mg/L.成熟生物滤层内铁、锰氧化细菌的营养需求研究表明:滤层内生存的铁、锰氧化细菌属贫营养细菌,对铁的营养需求极低,但对锰的需求量很大.因此,可以推断,成熟生物滤层内,极少部分铁发生的是生物氧化而大部分铁仍是通过化学氧化而去除的.关键词:铁;锰;生物滤层;化学氧化;生物氧化中图分类号:X703文献标识码:A文章编号:0367-6234(2007)08-1323-04Study on the m echan is m of Fe 2+ox i da ti on and rem ova l i n the b i olog i ca l f ilter for i ron and manganese rem ova lL IDong 1,2,ZHANG J ie 3,WANG Hong 2tao 1,ZHANG Yan 2p ing4(1.Dep t .of Envir on mental Science and Engineering,Tsinghua University,Beijing 100084,China;,China,E -mail:lidong2006@bjut .edu .cn;b ofW ater Quality Science and W ater Envir on ment Recovery,Beijing University of Technol ogy,Beijing 100022,China;3.School of Munici pal and Envir on mental Engineering,Harbin I nstitute of Technol ogy,Harbin 150090,China;4.College of Che m ical and Envir on ment Engineering,Beijing Technol ogy and Business University,Beijng,100037,China )Abstract:It is worthy t o discuss the mechanis m of ir on oxidati on in the bi ol ogical filter with DO since the ir on oxidati on happens easily .The li m it concentrati on of Fe2+is 22～23mg/L that can be re moved by air contact-oxidati on under weak aerati on .The research on need f or the Fe 2+and Mn2+nutrient f or the ir on and manga 2nese oxidizing bacteria showed that most of the m bel onged t o the poor nutrient bacteria in the filter .The quan 2tity of Fe2+that need is very little in culture and mature peri ods .The quantity of Mn2+that need is much .These p r oved that most of the Fe 2+was removed by che m ical oxidati on and only a s mall quantity of it was re 2moved by bi ol ogical oxidati on in the bi ol ogical filter .Key words:i orn;manganese;bi ol ogical filter;che m ical oxidati on;bi ol ogical oxidati on收稿日期:2005-01-26.基金项目:国家自然科学基金资助项目(50578001);国家高技术研究发展计算资助项目(2006AA06Z308);中国博士后科学基金资助项目(2005038348);北京市水质科学与水环境恢复重点实验室开放基金资助项目.作者简介:李 冬(1976—),女,博士,副研究员;张 杰(1938—),男,博士,教授,中国工程院院士. 传统除铁除锰技术对于原水中Fe 2+的去除卓有成效.但对于原水中的锰和进入滤层前就氧化生成的Fe 3+微小胶体颗粒的去除效果极差,因而影响了滤池的出水水质[1].相比之下,生物除铁除锰工艺取得了巨大的飞越,不但对锰的去除很彻底,而且生物滤层对Fe 3+微小胶体颗粒也有很好的吸附与网捕作用.这充分说明,生物滤层对进入滤层的不同形态的铁的去除更彻底.这是由于在生物滤层中Fe 2+不但参与了铁、锰氧化细菌的代谢,还是维持滤层生态稳定不可缺少的因素[2-6].由于铁易于被溶解氧所氧化,因此,生物滤层中铁的氧化除了细菌的作用外,化学氧化的作用也是存在的.因此,生物除铁除锰滤层在一定的运行工况下,铁的化学氧化去除与生物氧化去除的关系如何是值得深入探讨的.这将有助于铁、锰氧化细菌生理研究和生物除铁除锰工程应用技术的进步.1 材料与方法111 试验装置试验装置采用有机玻璃滤柱模拟实际生产中的滤池.滤柱直径DN =250mm ,高H =3000mm ,以粒径d =018～112mm 的石英砂为滤料,滤层厚1100mm.以粒径d =1～2mm 的卵石为垫层,垫层厚300mm.以喷淋曝气代替跌水弱曝气.试验装置如图1所示.图1 试验装置示意图112 试验水质和运行参数空气接触氧化除铁试验原水为人工配制的含铁水.采用空气接触氧化除铁工艺,含铁水经喷淋曝气后,溶解氧浓度控制在4～5mg/L,滤速8m /h,每24h 改变进水铁的浓度并相应地取滤柱进出水水样检测其中铁的含量,分析不同进水铁浓度条件下,铁的去除量变化.生物滤柱的试验原水为天然的含铁含锰地下水,原水含铁量平均为0103～013mg/L,含锰量平均为2～3mg/L,是典型的微铁高锰地下水.培养阶段滤速为1～2m /h,反冲洗强度11～12L /(s ・m 2),反冲洗历时4m in,工作周期96h .经喷淋曝气后水中的溶解氧约为4～5mg/L,成熟后以滤速5m /h 运行,工作周期为24h .试验中分析项目主要有Fe 2+、Mn 2+、DO 、Fe 3+等均采用国家标准分析方法[7].2 结果与讨论211 弱曝气条件下(DO =4～5m g /L )空气接触氧化除铁极限试验利用无菌石英砂滤柱进行空气接触氧化除铁极限试验,试验共进行了73d,结果如图2所示.由图中曲线可知,随着进水铁浓度的升高,起初无菌滤柱空气接触氧化除铁能力并无变化,在进水铁质量浓度达到22178mg/L 以前,出水铁质量均为痕量,铁的去除率几乎全部为100%.但当进水铁浓度升高到22178mg/L 时,出水铁浓度从痕量急剧升高到2198mg/L,若以进、出水中铁的浓度变化表示滤层的除铁能力,则此时对应的铁的去除量为1918mg/L,铁的去除率由100%下降到8714%.此后继续增加进水铁浓度,出水铁的浓度亦不断上升.当进水铁的浓度达到48mg/L 时,出水铁浓度为25117mg/L,此时对应的铁的去除量为22183mg /L,铁的去除率降低到46189%.若继续提高进水铁的浓度,出水铁含量仍继续上升,去除率也会降低到更低的水平.但可以发现,随着进水铁浓度的升高,尽管去除率不断下降,但铁的去除量却相对稳定,始终维持在22～23mg/L 之间.若以进水铁浓度为横坐标,以出水铁浓度为纵坐标绘制相关曲线可以得到图3. 图中黑色实线是国家饮用水标准中规定的铁的允许含量(013mg/L )[7].该实线与图中曲线的交点就是弱曝气接触氧化除铁工艺进水中铁浓度・4231・哈 尔 滨 工 业 大 学 学 报 第39卷 的极限值.可以清楚地看出,进水铁质量浓度在22～23mg/L 以下,采用空气接触氧化除铁工艺,在弱曝气条件下出水铁也能达到饮用水水质标准的要求.因此可以确定,在原水经弱曝气,溶解氧达4～5mg/L 的条件下,空气接触氧化除铁工艺进水铁质量浓度负荷极限约为22～23mg/L.212 极端营养条件下生物滤柱对铁的营养需求1)培养期内铁、锰氧化细菌对铁的营养需求在以下的实验中仅以除锰能力为衡量标准来讨论滤层的性能而不涉及对铁的去除效果.培养阶段进水锰平均为2mg/L,进水中铁质量浓度均在011mg/L 以下,前26d 进水铁的平均为01095mg/L,此后又降低为01037mg/L.连续取样分析出水中锰的含量,通过滤层除锰活性的变化来讨论铁的最低营养极限.试验结果见图4.图4 培养期生物滤柱对铁的营养需求 从图中曲线可见,整个实验过程中生物滤层进水铁的浓度始终很低,开始的26d 内平均总铁质量浓度为01095mg/L,已经远远低于国家饮用水标准规定的铁的浓度(013mg/L ).但从图中出水锰浓度曲线可以看出,在最初的20d 内,生物滤层对锰的去除效果并不明显,出水锰浓度与进水锰浓度相当.根据微生物的生长曲线可以判断出,此时滤层内微生物的生长应是处于适应期与第一活性增长期.但20d 以后,出水锰浓度开始逐渐降低,滤层出现除锰能力.从第28d 开始,尽管滤层进水总铁的浓度降低至01037mg/L,但对滤层出水的检测结果表明,滤层的成熟并未受到任何不利的影响.由图中曲线可见,滤层出水锰浓度不断减少,锰的去除量仍在增加,可以判断此时滤层内微生物的生长已处于第二活性增长期,所以滤层内细菌增长繁殖迅速,细菌数量的迅速增殖导致除锰率相应地提高.反映在图中的出水锰浓度曲线呈现下降的趋势,最终出水锰浓度达到饮用水标准而且很快趋于痕量,在此后的连续运转中滤柱的出水水质也相当稳定.由此可见,即使进水总铁质量浓度为01037mg/L,生物滤层仍能顺利地完成培养任务而臻于成熟.虽然已经证明铁是生物滤层不可缺少的营养元素[1],但该实验充分说明,生物滤层中的铁、锰氧化细菌对进水中Fe 2+的营养需求并不高.在滤柱培养阶段后期,当进水总铁质量浓度由01095mg/L 锐减到01037mg/L,事实上,由于Fe 2+遇到空气极易被氧化成Fe3+,进水中Fe 2+的质量浓度比01037mg/L 还要小,但从滤柱成熟过程曲线可以看出,此时滤层的成熟过程并未受到进水铁浓度剧减而产生的不利影响,除锰效果依然显著地提高,最后顺利地实现了出水锰浓度为痕量的目标.由此可见,生物滤层对进水铁的营养需求范围很宽.滤层中微量的Fe 2+就能维持铁、锰氧化细菌的正常生理代谢.不难发现,生物除铁除锰滤层培养至成熟的阶段同时也是滤层内铁、锰氧化细菌数量递增的阶段,这一阶段滤层内铁、锰氧化细菌的数量变化很大,而当滤层成熟后,铁、锰氧化细菌的数量将达到最大,而且将维持恒定.实际上,滤层内铁、锰氧化细菌的数量无时无刻不在变化,只是其变化的结果是呈现出一种动态的平衡.上述试验说明了,生物滤柱在培养期对铁的营养需求很低,进水中微量的铁(01037mg/L )就能满足细菌对铁的营养需求.2)成熟生物滤柱内铁、锰氧化细菌对铁的营养需求上述培养成熟的生物滤柱在稳定运行一段时间后,逐渐将滤速提高到5m /h,反冲洗强度12L /(s ・m 2),反冲洗历时5m in,工作周期96h .在保持进水Fe 2+的质量浓度为01037mg/L 的条件下连续运行一个月,检测出水中锰的浓度变化,其结果见图5.图5 稳定运行期生物滤柱对铁的营养需求 图5的检测结果表明,当进水总铁浓度维持在01037mg/L,在一个月的连续运行中滤柱出水锰浓度始终为痕量,成熟生物滤层的稳定性与除锰能力丝毫未受到影响,微铁条件下成熟生物滤柱的稳定运行试验结果表明,尽管进水总铁质量浓度为01037mg/L,生物除铁除锰滤层在正常快・5231・第8期李 冬,等:除铁除锰生物滤层内铁的氧化去除机制探讨滤池的滤速下仍能保证生物滤层对锰稳定高效的去除.同时也说明,即使在滤层成熟稳定运行后生物滤层内的铁、锰氧化细菌数量达到最大时,对铁的营养需求也是极其有限的,进水中01037mg/L 的铁仍是充足的.既然在弱曝气条件下,空气接触氧化除铁工艺能负荷的进水中铁的浓度极限为22～23mg/ L,而且生物除铁除锰滤层内的铁、锰氧化细菌对进水铁的营养需求极低.那么由此可以推知,生物除铁除锰滤层中,可能只有极少部分的铁参与了生物氧化,而大部分的铁仍是通过化学氧化而去除的.213 生物滤层内铁、锰氧化细菌对铁、锰营养的利用在生物滤柱已经成熟,但尚未稳定运行之时,保持滤柱进水铁质量浓度约为015mg/L,进水锰质量浓度约为1mg/L,并以滤速5m/h,反冲洗强度11L/(s m2),反冲洗时间3m in,滤层工作周期48h的参数运行.运行的过程中,偶然由于锰的计量泵出现故障,而导致进水中锰的含量为0,在这种状态下滤柱连续运行12h后计量泵才恢复正常工作.运行5h后经检测滤柱进水中锰为1184mg/L,出水中锰的含量出人意料地降低为痕量.随后多次在运行稳定的过程中有意识地将进水锰质量浓度控制在0mg/L运行十几小时,再恢复进水锰浓度,经过几个小时的运行后通过对滤后水样的检测,得到了相同的试验现象.计量泵故障前后滤柱的进出水水质见图6.从图中可以看出,计量泵在故障以前,滤柱的进水锰质量浓度维持在019mg/L左右,而滤柱的出水锰质量浓度维持在012mg/L以下,其除锰量在017mg/L左右波动,但波动范围很小,此时滤速5m/h.由于泵故障导致进水锰为0,在这种条件下运行12h后,恢复计量泵的正常工作并将进水锰的含量突然提高1184mg/L,运行5h后发现此时滤柱出水锰为0.滤柱的除锰量突然由017 mg/L升高到1184mg/L.分析产生这种现象的原因可能是由于外界环境条件的急剧改变会引起细菌自身代谢功能的巨大变化所导致的.这在其他领域已得到充分的证实.该现象表明,生物滤层内铁、锰氧化细菌对铁、锰营养的摄入是不平衡的.由于细菌对锰的营养需求量较高,在进水锰质量浓度为0,铁为015mg/L的条件下,尽管铁的营养是充分的,但滤层内总的营养供应不足,因而细菌一直处于锰营养缺乏的“锰饥饿”状态.故在锰浓度恢复后,细菌大量摄入锰,结果导致滤柱出水锰浓度为痕量.这就再一次说明铁、锰氧化细菌对锰的摄入量远远大于对铁的摄入量.因此,又可以推断,除铁除锰生物滤层内铁、锰氧化细菌对除锰的决定性作用,而相比之下对除铁的作用则稍有逊色.3 结 论本文试验说明,铁虽然参与了铁、锰氧化细菌的代谢,但生物滤层中铁、锰氧化细菌对进水铁的需求量极低,除铁除锰生物滤层内大部分铁仍是通过化学氧化而去除的.参考文献:[1]张 杰,戴镇生.地下水除铁除锰现代观[J].给水排水,1996,22(10):13-16.[2]张 杰,李 冬,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.2005.[3]张 杰,杨 宏,李 冬.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.[4]李 冬.地下水中铁锰离子在同一生物滤层中去除的试验研究[D].哈尔滨:哈尔滨工业大学.2001. [5]DONG L,Y ANG,H,WANG,ZHE N B,et a l.Opera2ti onal perf or mance of bi ol ogical treat m ent p lant f or ir on and manganese re moval[J].Journal of W ater Supp ly:Research&Technol ogy-AQUA.2005,54(1):15-24.[6]L ID,Z HANG J,WANG H T.App licati on of bi ol ogicalp r ocess t o treat the gr ound water with high concentrati on of ir on and manganese[J].Journal of W ater Supp ly:Research&Technol ogy-AQUA.2006,55(6):15-24.[7]国家环保局.水和废水监测分析方法[M].北京:中国环境科学出版社,1988.(编辑 张 红)・6231・哈 尔 滨 工 业 大 学 学 报 第39卷 。
锰离子在超滤膜有机物污染中的作用与机理研究
2. 2 Mn2 + 和NOM 同时存在对膜污染的影响 以腐殖酸（ 1． 3 mg / L，以 TOC 计） 作为 NOM 的
替代物研究了 Mn2 + 与天然有机物同时存在时超滤 膜的污染情况，结果如图 3 所示。
1 试验材料与方法
1. 1 试验装置 试验装置如图 1 所示。试验采用外压浸没式
PVC 合金超滤膜，膜面积为 125 cm2 ，截留分子质量 为 100 ku，采用恒流运行，通量为 30 L / （ m2 · h） 。 超滤膜进水采用去离子水配制。
的监测表明，超滤膜对 Mn2 + 的去除率 ＜ 2% 。从理 论上讲，Mn2 + 的粒径小于超滤膜膜孔，超滤膜对其 截留率应为零。但由于膜孔吸附以及去离子水中含 有一定的杂质，使得超滤膜对 Mn2 + 表现出一定的截 留作用。
重膜污染。
附着于腐殖酸的表面，从而使其与腐殖酸同时得到
在水中同时存在 Mn2 + 和腐殖酸时，超滤膜对 去除。
表 1 超滤膜对 Mn2 + 的去除效果
Tab． 1 Mn2 + removal by UF membrane under different Mn2 + concentrations
Mn2 + / （ mg·L － 1 ）
分子中带负电点位的吸附，中和了部分腐殖酸的带 电量，从而使得腐殖酸的 Zeta 电位下降。由于 Zeta
图 4 超滤膜污染层截面扫描电镜分析 Fig． 4 SEM of membrane fouling layer cross-section
如何去除水中的铁和锰
如何去除水中的铁和锰？
水中含有过量的铁和锰，不宜于生活饮用和工业生产。
这种水质
情况大都发生在地下水源。
去除水中铁的工艺，是由曝气、氧化反应和过滤等三部分组成。
水的pH值对二价铁的氧化反应速度影响很大，曝气充氧去除部分CO2，pH可提高到7.0以上，能获得二价铁良好的氧化反应和三价铁的絮
凝沉淀，然后经过滤予以去除。
但往往水中普遍含有少量的溶解性硅酸，这样水中的SiO（OH）-3离子强烈地吸附在三价铁的氢氧化物胶体表面，从而使三价铁的氢氧化物胶体凝聚困难，导致穿透滤层而影响除铁效果。
因此，广泛采用接触氧化法除铁。
此法是水经过曝气充氧后，通过滤料吸附除铁和接触氧化，并在滤料表面逐步生成具有催化活性的铁质滤膜，铁质活性滤膜又进一步起到除铁的作用。
接触氧化除铁利用了铁质活性滤膜的催化作用，从而大大加快了二价铁的氧化速度，更有效地除去水中的铁。
去除水中的锰，广泛采用接触氧化除锰工艺，使含有锰的水经曝
气后，通过滤层过滤，高价锰的氢氧化物便逐步吸附在滤料表面上，形成锰质滤膜，具有接触催化作用，从而大大加快氧化速度，水中二价锰也氧化为三价锰而被吸附去除。
但是水中铁、锰往往同时存在，而铁的氧化还原电位比锰要低，
这样二价铁对高价锰便成了还原剂，因此，大大阻碍了二价锰的氧化，只有水中基本上不存在二价铁的情况下，二价锰才能被氧化，所以在
水中铁、锰共存时，应先除铁后除锰。
当水中铁、锰含量较高时，需采用两级过滤处理。
工艺流程示图如下。
接触氧化－超滤组合处理含铁锰和氨氮地下水
接触氧化－超滤组合处理含铁锰和氨氮地下水吕谋;李倩;陈志和;李洪生;李圭白;梁恒;金树峰【摘要】为将含高质量浓度铁锰及氨氮的地下水处理成为洁净的饮用水，以哈尔滨市江北某水厂的高铁、高锰、高氨氮地下水（总铁、二价铁、锰及氨氮质量浓度分别为14．67、11．23、0．83和2．22 mg／L）为处理对象，运用接触氧化法－超滤组合工艺对其进行处理，同时考察不同通量条件下超滤膜的污染问题．结果表明，该组合工艺出水水质满足《生活饮用水卫生标准》（ GB5749—2006）的要求，且产生高品质出水：总铁、二价铁、锰及氨氮质量浓度平均分别为0．06、0．03、0．04和0．44 mg／L，出水浊度在0．10 NTU以下，对细菌的去除接近100％．扫描电子显微镜－能量弥散X射线谱（SEM－EDS）结果表明，在低通量（20 L／（m2·h））条件下超滤膜污染最轻．%To investigate the operational efficiency of the combined process of contact oxidation and ultrafiltration for the pollutants removal of groundwater, which contained high concentration of Mn( II) , Fe( II) and ammonia, a pilot⁃scale system was conducted and operated in Harbin. Moreover, membrane fouling potential was also investigated under different fluxes. The concentrations of total iron, Fe2+, Mn2+and NH4+-N in the feed water were approximately 14.67, 11.23, 0.83, and 2.22 mg/L, respectively. Experimental results showed that the effluent water quality of the combined process met Chinese Drinking Water Standard (GB5749—2006), with an average concentration of iron, manganese and ammonia in the effluent of 0.06, 0.04 and 0.44 mg/L, respectively. Furthermore, the turbidity of UF effluent was lower than 0.10 NTU, and with a bacteria removal efficiency ofapproximately 100%. SEM⁃EDS results demonstrated a low flux would be beneficial to alleviate the membrane fouling.【期刊名称】《哈尔滨工业大学学报》【年(卷),期】2016(048)008【总页数】6页(P31-36)【关键词】铁;锰;氨氮;超滤;膜污染【作者】吕谋;李倩;陈志和;李洪生;李圭白;梁恒;金树峰【作者单位】青岛理工大学环境与市政工程学院，山东青岛266033;青岛理工大学环境与市政工程学院，山东青岛266033;哈尔滨利民经济技术开发区自来水公司，哈尔滨150025;哈尔滨利民经济技术开发区自来水公司，哈尔滨150025;青岛理工大学环境与市政工程学院，山东青岛266033; 城市水资源与水环境国家重点实验室哈尔滨工业大学，哈尔滨150090;城市水资源与水环境国家重点实验室哈尔滨工业大学，哈尔滨150090;哈尔滨市呼兰区自来水公司，哈尔滨150500【正文语种】中文【中图分类】TU991超滤技术是第三代饮用水处理技术的核心，近年来其应用有加速趋势，国内外均有超滤技术应用于新建或改造水厂的案例[1-2].中国部分地下水源中铁、锰以及氨氮质量浓度较高，近年来，由于地下水不断受到污染，水中铁、锰和氨氮的质量浓度也有上升的趋势，高氨氮随之而来是地下水中较高的硝酸盐以及亚硝酸盐质量浓度，是导致“致癌、致畸、致突变”的三致物质[3]，因此，铁、锰和氨氮的去除是长期问题.地下水中铁、锰和氨氮可以通过生物方法同时去除[4-5]，一些物化方法预处理和超滤结合工艺除铁除锰方法也有报道[6-10]. 超滤技术可以有效去除水中的颗粒物质，但是对于小分子溶解性无机物，如氨氮、二价铁、二价锰等则难以去除，因此，超滤技术需要与其他工艺联用[11-12].目前，鲜有采用接触氧化法-超滤组合工艺处理高铁高锰高氨氮水源水的报道.本实验首先利用接触氧化法进行预处理，通过砂滤层的生物作用保证膜前进水中的铁、锰和氨氮等符合《生活饮用水卫生标准》(GB5749—2006)的要求，再经超滤膜深度处理后，去除细菌以及部分颗粒物质，包括剩余总铁等，使出水更加安全、洁净.1.1 实验装置实验装置由3大部分组成，即曝气系统、砂滤系统、超滤系统(见图1).原水接自水厂进水压水管路，经通风机曝气后进入滤柱内过滤，实验用两根有机玻璃滤柱(高3 m，直径90 mm)，分别编号为A滤柱和B滤柱，装填滤料从上向下依次为：A 滤柱-无烟煤(800 mm)、细锰砂(粒径0.60～1.30 mm，1 000 mm)、承托层锰砂(200 mm)，B滤柱-无烟煤(800 mm)、粗锰砂(粒径0.80～1.47 mm，1 200 mm)、承托层锰砂(200 mm).实验初期采用低滤速，A滤柱与B滤柱滤速均为3m/h，反洗周期分别为1和2 d，反洗时间为5 min.原水经曝气后进入滤柱过滤，曝气后水中溶解氧约为10 mg/L，pH达7.50左右.砂滤出水采用浮球阀水箱控制恒流出水，最终经浮球阀水箱进入清水箱内.清水箱内的水经反洗泵供滤柱反洗.超滤系统安装于B滤柱出水之后，膜组件使用PVDF中空纤维超滤膜(苏州立升公司)，膜有效面积为27.13 cm2，内径为0.85 mm，外径为1.45 mm，标称孔径为0.01 μm.膜组件浸没于反应器内，经真空压力表后由蠕动泵(BT100-2J，保定兰格，中国)抽吸出水，蠕动泵连接至可编程控制柜，自动控制膜组件的运行、反洗等情况并记录压力数据.1.2 实验方法首先考察接触氧化法对铁、锰和氨氮的去除效果，原水经曝气后将pH调节至7.50±0.05，经砂滤过滤后出水，测定不同滤柱的出水铁、锰及氨氮质量浓度；之后，在接触氧化除铁锰的基础上进行超滤膜处理短期实验，利用阶梯通量的方法观察超滤膜的跨膜压差增长情况，并测定超滤出水的铁、锰以及细菌总数等；此外，将通量分别设定为20、30、40 L/(m2·h)，连续运行7 d，不需要反洗，进水为粗锰砂滤柱出水，考察超滤膜长期运行时跨膜压差增长情况.1.3 分析项目与方法pH：pH计；溶解氧：溶解氧仪(PH/OXi 340i)；浑浊度：浊度仪(HACH，2100P)；细菌总数采用平皿计数法；锰砂表面形态及膜表面表征：SEM-EDS(QUANTA200扫描电子显微镜)；跨膜压差采用压力表及在线传感器；总铁、亚铁采用邻菲啰啉分光光度法；锰采用过硫酸铵分光光度法以及电感耦合等离子体质谱仪(PerkinElmer公司 ICP-MS，NexION 300Q)；氨氮采用纳氏试剂分光光度法.检测总铁、锰及氨氮的水样先通过醋酸纤维膜(孔径为0.45 μm)过滤(超滤出水除外).1.4 实验用水及原水水质实验原水取自哈尔滨市江北某水厂的地下水，实验期间水质状况较为稳定.原水水质指标如表1所示.2.1 接触氧化法对地下水的净水效能实验由2013年6月25日运行至2014年1月14日，可分为两个阶段，2013年10月3日之前，原水经通风机曝气，2013年10月9日之后，原水经曝气头曝气.两种曝气方式均可使曝气后水的pH提升至7.50左右，其影响仅表现在曝气后水中的亚铁质量浓度，主要原因是曝气停留时间的差异，通风曝气停留时间将近30 min, 而曝气头曝气方式停留时间只有12 min.接触氧化过程除铁主要是物化过程[13]，而接触时间是氧化动力学的主要参数，接触时间长有利于二价铁的氧化.因此，亚铁质量浓度由2.03～6.34 mg/L增大至9.29～14.58 mg/L，但对砂滤系统的出水铁质量浓度结果基本无影响.由图2(a)可知，在设备运行初始阶段出水中亚铁质量浓度即可接近于0.03 mg/L，主要是由于上层无烟煤的截留作用，设备运行80 d后，亚铁质量浓度低于0.03 mg/L，去除率达98%～99%.由图2(b)可知，设备运行初始阶段，出水总铁质量浓度在0.50～1.20 mg/L，去除率在87%～95%.设备运行140 d后，出水总铁质量浓度降至0.30 mg/L以下，满足《生活饮用水卫生标准》(GB5749—2006)(ρ(Fe)≤0.3 mg/L)，去除率达95%～97%.两滤柱出水铁质量浓度没有明显差别.由图2(c)可知，两根滤柱对锰的去除存在一定差别，A滤柱在实验初期出水锰的质量浓度就可以达0.10 mg/L以下，去除率在80%～95%；B滤柱则在设备运行110 d之后出水锰质量浓度才达0.10 mg/L以下，去除率在85%～95%，而此时，A滤柱出水锰质量浓度近于0.03 mg/L，去除率高达95%～97%；设备运行170 d后，两滤柱出水锰质量浓度均在0.03 mg/L左右，出水锰质量浓度满足《生活饮用水卫生标准》(GB5749—2006)(ρ(Mn)≤0.1 mg/L).实验中9月15日—10月3日，由于通风机故障导致进水pH(7.19～7.31)及溶解氧(6.93～7.19)降低，溶解氧不足以将氨氮、铁和锰完全去除[14-15]，两根滤柱的出水锰质量浓度均高于之前水平，出水效果变差.但是在故障期间，A滤柱的出水锰质量浓度(0.10～0.30mg/L)仍低于同时期B滤柱的出水(0.12～0.53 mg/L).由图2(d)可知，出水氨氮质量浓度波动较大，设备运行170 d之后，两根滤柱的出水氨氮均达0.50 mg/L以下，去除率达75%～85%，出水氨氮满足《生活饮用水卫生标准》(GB5749—2006)(≤0.5 mg/L)，此后两根滤柱的氨氮去除效能维持平缓降低的趋势.总体而言，两种滤料对铁和氨氮的去除差别不大，但是细锰砂滤柱比粗锰砂滤柱对该种地下水锰的去除更具有优势.2.2 接触氧化法-超滤组合工艺的净水效能实验中pH=7.50的粗锰砂滤柱出水继续经过超滤膜处理，接触氧化法-超滤组合工艺各阶段出水水质见表2.可以看出，超滤膜对亚铁、锰和氨氮基本没有去除，这是由于超滤膜截留的相对分子质量较大，对溶解性的离子不能去除.对总铁的去除，超滤出水中总铁质量浓度略有降低，接触氧化法总铁的去除率为95%～97%，增加超滤处理后总铁的去除率最高可达98%～99%，这主要由于对胶态和颗粒态铁的去除[8].同时，超滤膜的出水浊度低于0.10 NTU.原水细菌总数并不多，仅为10～20 CFU/mL，曝气后水中细菌总数增加为700～1 080 CFU/mL，砂滤出水细菌总数为80～110 CFU/mL，去除率仅为84%～93%.若要得到合格的饮用水，一般需要加氯消毒，但具有产生消毒副产物的风险[16].实验期间，超滤出水未检出细菌，去除率近于100%.可见，超滤可使出水符合水质标准对微生物指标的要求，同时减少后续消毒剂的使用，从而减少了水中消毒副产物的产生.因此，超滤工艺在保证水的微生物安全性的同时可提高水的化学安全性[17-18].2.3 超滤膜污染情况2.3.1 临界通量的确定采用短期实验测定超滤处理砂滤出水的临界通量.根据P.Bacchin[19]、Jia Xu等[20]的研究，采用阶梯通量法测定临界通量.控制通量为10、20、30、40、50、60、70 L/(m2·h)，每一通量条件下运行3 h.实验期间超滤膜进水水质总铁质量浓度为0.18～0.35 mg/L，亚铁质量浓度小于0.03 mg/L，锰质量浓度小于0.10mg/L.由图3知，当通量达30 L/(m2·h)时，2号膜组件的跨膜压差在此后每一阶梯通量下均产生增长；当通量达50 L/(m2·h)时，3号膜组件的跨膜压差在此后每一阶梯通量下均产生增长；通量达50 L/(m2·h)时，1号膜组件的跨膜压差增长不明显，当通量为60和70 L/(m2·h)时，1号膜组件的跨膜压差才会产生明显的增长.即当预处理接触氧化法控制pH=7.50±0.05时，其出水经过超滤膜深度处理时，在每一阶梯通量下，跨膜压差均增长较小，并且该种水质在保持较低的通量运行时膜污染程度较小.2.3.2 长期运行超滤膜的跨膜压差图4为不同通量条件下超滤膜跨膜压差增长情况.可以看出，通量为20、30、 40L/(m2·h)的膜组件其初始跨膜压差分别为10.9、15.3和19.1 kPa.通量为40L/(m2·h)时，膜组件跨膜压差增长明显，增长速率一直较快，经过270 min后增长到44.8 kPa以上，增长量为25.7 kPa，之后跨膜压差增长速度略有减慢，运行结束时，跨膜压差增长到76.9 kPa，总增长量为57.8 kPa；通量为20 L/(m2·h)时，膜组件跨膜压差初始增长速率较快，经过270 min的运行后跨膜压差增长到22.8 kPa，增长量为11.9 kPa，此后跨膜压差的增长速率变慢，运行至9 600min时，跨膜压差增长到35.2 kPa，增长量为24.3 kPa；通量为30 L/(m2·h)时，经过180 min的运行后跨膜压差增长到26.4 kPa，增长量为11.1 kPa，此后跨膜压差的增长速率与20 L/(m2·h)通量条件下的膜组件较为一致，运行至6 000 min 时，其跨膜压差增长速率变快，至9 600 min运行结束时，跨膜压差增长到48.0 kPa，增长量为32.7 kPa.由此可见，经过7 d的长期运行比较得出增长速率最低的是20 L/(m2·h).说明通量较低时，膜污染增长比较缓慢，在保证出水水质的同时可以适当延长超滤膜的过滤周期.2.4 滤料以及膜污染表面特性的表征至2014年1月14日结束实验后，对滤料表面形态以及超滤膜表面形态进行了扫描电镜及能谱分析.滤料取自锰砂层30 cm深度处，滤料表面的能谱分析见如表3，通过对比未进行过滤实验的新锰砂和成熟滤料表面的铁、锰元素可知，经过砂滤后的滤料(粗锰砂：0.17%，细锰砂：0.26% )较原始滤料表面(粗锰砂：0.24%，细锰砂：0.31%)中锰元素质量分数大量增加，而铁元素质量分数相差不大(滤前：0.10%，滤后：0.12%)，这也说明铁的去除主要依靠滤柱上层无烟煤的截留作用，增加的锰元素是接触氧化法中Mn2+被氧化沉积在滤料表面的结果，这与曾辉平[3]的研究结果较为一致.经过7 d的运行，超滤膜表面形成一层光滑密实的黄色沉积物质.图5中第一编号A、B、C分别表示20、30、40 L /(m2·h)通量条件，第二编号1、2依次为SEM 表面形态、SEM断面形态.在高倍扫描电镜下，3组超滤膜表面均有球状突起，皴裂并且凹凸不平.同样放大5 000倍的条件下，观察其断面扫面图，3组膜组件表面污染层的厚度不同，40 L/(m2·h)条件下污染层厚度最大(图5(f))，20 L/(m2·h)条件下污染层厚度最小(图5(d))，说明相同运行条件下，低通量的超滤膜受到的膜污染程度较小；观察膜孔内没有沉积物，这是因为膜进出水纳米粒度分别为1 439～3 097、2 540～4 615 nm，两者相差无几，可以推测颗粒物以水和氧化铁的形式存在，且粒径大于10 nm，被截留在膜表面.而锰及氨氮均属于溶解性离子，超滤膜无法截留，因此，膜在短时间内运行不会堵塞.对膜表面的物质进一步做能谱分析，可以看出铁元素峰值在20、30以及40L/(m2·h)通量条件下分别为0.59%、0.15%、0.30%，锰元素的峰值很小(低于0.1%)，这与超滤膜可以截留颗粒态的三价铁而不能截留游离态的锰离子有关.1)接触氧化法-超滤组合工艺处理哈尔滨市江北某水厂地下水时出水水质满足《生活饮用水卫生标准》(GB5749—2006)的要求，处理效果显著.2)细锰砂(粒径0.6～1.3 mm)较粗锰砂(粒径0.80～1.47 mm)滤料对该水厂地下水的除锰效果更好，出水更为稳定，两种滤料的成熟期分别为80和110 d，使用细锰砂作为接触氧化法的滤料处理该种地下水可以缩短工艺启动时间.3)接触氧化法-超滤组合工艺处理该水厂地下水的出水水质指标符合《生活饮用水卫生标准》(GB5749—2006)的要求：锰及氨氮的去除主要依靠接触氧化法预处理，出水锰质量浓度低至0.03 mg/L，出水氨氮质量浓度低于0.50 mg/L；总铁经接触氧化法预处理后可降低至0.24 mg/L左右，经超滤深度处理后有一定程度的降低，可降至0.06 mg/L左右.4)接触氧化法-超滤组合工艺对该水厂地下水的处理优势主要表现在微生物的去除方面，可近于100%去除细菌，减少消毒剂的使用，降低消毒副产物的产生概率，使出水更安全洁净.5)低通量条件下(20 L·m-2·h-1)运行，膜表面沉积的污染物较少，膜污染程度小.【相关文献】[1] 汪琳，胡克武，冯兆敏，等.超滤膜技术在自来水厂中应用的研究进展[J] .城镇供水，2011(1)：7-10.WANG Lin, HU Kewu，FENG Zhaomin, et al. 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论曝气氧化法和接触氧化法及在绥滨县地下水除铁降锰中的应用
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工 业 技 术
大阻碍二价 锰的氧化 ，只有在 水 中基本上 不存在二价铁 的情况 土 下， 二价锰才能被氧化 ， 以当水 中铁锰共 存时 ，应先除铁后除 低 所
锰
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21曝气氧化法与接触氧化法除铁曝气氧化一般为含铁水经曝气充氧后在沉淀池中进?氧化絮凝沉淀最后用滤池截留细微的氢氧化铁绒粒从而去除水中铁接触氧化法是将含铁水简单曝气后直接进入滤池在滤?表面催化剂的作用下fe迅速氧化为3价的氧化物并截留于滤层中从而将水中的铁除掉其实质是利用了铁质活性滤膜的催化作用使fe的氧化速度大大加快
依据我们 的经验 ，当地下 水的含铁量和含锰量均较低时 （ 铁 ＜５ ／ ， ＜０． ｍｇ／ ） ｍｇ ｉ Ｍｎ ５ １ ，铁 、锰 可在同一滤 层中被去除 ， 这时滤层上部 为除铁带 ， 下部 分为降锰带 。 绥滨县 东胜村地下水 ３１ 的 Ｆ 含量达 １ｐ ｍ， ｅ ３ ｐ 锰的含量为 ０ ６ ｐ ．７ｐ ｍ，属于 高含铁量地 板 下水 ， 我们采用先曝气氧化 、 絮凝 、 沉淀 的方法 ，使 Ｆ 铁在进 的 ｅ 滤池之前 ， 被充分氧化絮凝并尽 可能多的沉淀于沉淀池 中 ， ｅ 采 用底漆和 面漆各刷 ３遍 。 使Ｆ ＞ 在低含量 的情 况下 同 Ｍｎ 起进 入滤池 ，这样就能在同一滤层 中 ３３２ ． ． 水泵 除铁 、 ， 锰 这样将二种方法共同作用干铁 、锰共存的地下水是有 ３ 台，其 中反 冲洗泵为流 效和经济的方法 量 ５Ｏ吨 ／ 小时 ，扬 程式 为 ３ ｍ ，功率 ７． ｋｗ ，２台供 ２ ５ ３ 绥滨县东胜村地下水除铁 锰工艺及设计。 ． 水泵 ，流量 为 ｌ ． ｍ３ 小 ５ ／ ２ ３１ ． 水质和工艺流程 、 时 ，扬 程 为 ３２ｉ ｉ ｌ，功率 为 本村地下水是深层第四系含水层水 水的 Ｐ Ｈ为６３ ｅ ．，Ｆ ３ ｖ ，２台泵为一用一备 ，滤 ｋ￣ 含 量为１． ｐ Ｍ ２７ ｍ，ｎ 的含量为０６讲 持的出水量为ｌＦ／ 池反冲洗时 间大泵 一起工作 。 ｐ ． ’ ７ Ｏ ￣ 小 此 时， 种水是典型 的较高畲 铁地下水， 按棼曝气氧 ｎ 化币接触氧化 ３３３ ． ． 氧化沉淀池
氯接触氧化过滤去除原水中锰的试验研究
氯接触氧化过滤去除原水中锰的试验研究
郦丹;余健;张浩江
【期刊名称】《工业水处理》
【年(卷),期】2013(033)010
【摘要】采用氯接触氧化过滤去除原水中的锰,通过试验研究了除锰滤料的成熟期、投氯量及原水pH对氯接触氧化过滤除锰效果的影响.结果表明,在过滤初期,当投氯量为进水锰浓度的3倍,且原水pH达到8.7时,该方法能迅速而有效地去除原水中
的锰;当滤料成熟后,只需将原水pH保持在7.3以上,并按理论投氯量投氯(进水锰浓度的1.3倍),即可获得良好的除锰效果.滤料成熟期的长短与投氯量和原水pH有关,原水pH越高,投氯量越大,滤料成熟越快.当进水锰质量浓度为1 mg/L时,成熟期一般为1～15d.
【总页数】4页(P23-26)
【作者】郦丹;余健;张浩江
【作者单位】湖南大学土木工程学院,湖南长沙410082;湖南大学土木工程学院,湖
南长沙410082;湖南大学土木工程学院,湖南长沙410082
【正文语种】中文
【中图分类】TU991.2
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5.真空紫外/氯高级氧化法去除水中卡马西平试验研究 [J], 谢咏柳;黄河;赵志伟;郑怀礼
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除铁锰方法
原水除铁、锰介绍1、原水除铁、除锰技术的发展与应用地下水中的铁、锰分别已经Fe2+和Mn2+离子形式存在，除铁、除锰的主要技术思路在于通过化学或生物氧化作用，将离子态的铁、锰转化为固态形式，并最终从水中分离从而净化水质。
地下水除铁除锰的主要方法包括自然氧化法、接触氧化法、生物氧化法和药剂氧化法。
其中自然氧化法、接触氧化法、药剂氧化法都是通过化学氧化的作用将水中的Fe2+、Mn2+转化为固态形式，最终去除水中的铁和锰。
属于化学氧化法；而生物氧化法是通过生物氧化作用来达到去除水中的铁和锰的目的。
1.1自然氧化法除铁、锰自然氧化法包括曝气、氧化反应、沉淀、过滤等一系列复杂的过程．曝气是先使含铁地下水与空气充分接触，让空气中的氧溶解于水中，同时大量散除地下水中的CO2，提高pH值，以利于铁锰的化学氧化。
地下水经曝气后，pH值一般在6．0---7．5之间，Fe2+氧化为Fe3+并以Fe(OH)3的形式析出，通过沉淀、过滤去除。
可是对于Mn2+的去除，只经过简单的曝气是不能实现的，因为Mn2+在pH 大于9．0时，自然氧化速率才明显加快，而地下水多呈中性，在同样的pH条件下，Mn2+的氧化比Fe2+慢得多，难以被溶解氧氧化为沉淀物而去除．所以需向地下水中投加碱(如石灰)，提高pH值，才能氧化Mn2+．可见，自然氧化法除锰后尚需进一步酸化才能使用，这使工艺复杂并增加了运行费用在实际运行中由于Fe(OH)3絮体颗粒细小，易穿透滤层，除铁效果有时达不到要求．氧化和沉淀过程要求处理水在沉淀池中停留时间较长，约2～3 h，因此，该工艺设备庞大，投资高．此外，水中溶解性硅酸与Fe(OH)3形成硅铁络合物使Fe(OH)3胶体凝聚困难，影响Fe(OH)3通过絮凝从水中分离．以上问题的存在，限制了该方法在工程实践中的广泛运用，达不到高效除铁除锰的根本目标。
1.2微生物氧化法20世纪80年代后期，我国的张杰院士等对除锰滤池进行了深入研究，发现滤沙表面有大量微生物繁殖，由此提出了生物催化氧化除铁的新思路，并于90年代在我国率先开展了地下水生物除锰新技术的理论及应用研究．生物除锰的过程包括扩散、吸附和氧化3个阶段．在扩散阶段，Mn2+由水中向生物膜表面扩散；在吸附阶段，扩散到生物膜表面的Mn2+通过范德华引力和细菌胞外分泌物被吸附到生物膜的表面上；在氧化阶段，被吸附的Mn2+被氧化为MnO2，该过程可能包含两个方面，一是在微生物周围及内部形成了一个碱性的微环境，Mn2+在扩散到微生物表面及进入生物膜内部的过程中，被水中溶解氧迅速氧化．二是吸附在生物膜表面的Mn2+在微生物胞外酶的催化下被氧化成MnO2．在滤池中接种铁锰氧化细菌，经培养，熟料表面形成一个复杂的微生物生态系统，该系统中存在着大量具有锰氧化能力的细菌．滤层的活性就来自于附着的锰氧化细菌的活性．细菌在载体上再生出新的吸附表面，从而使吸附、氧化、再生处于动态平衡．生物法是利用微生物技术提出的新方法，该法提高了除锰效果，降低了工程投资及运行费用，是目前该领域的最新发展方向．但在工程实践中，由于各地水质的差异，生物除锰滤柱缺乏规范化的调试运行方法，在反冲洗时间、周期和强度、滤速、溶氧量、滤层厚度、滤料粒径等的选择上没有统一的标准．如何在保证出水合格的前提下缩短滤料的成熟时间、减小水头损失仍是一个应不断研究的课题．1.3接触氧化法地下水经过简单曝气后，直接进入滤池，在滤料表面催化剂的作用下，Fe2+、Mn2+被氧化后直接被滤层截留去除．该法的机理是自催化氧化反应，起催化作用的是滤料表面的铁质和锰质活性滤膜．铁质活性滤膜吸附水中的Fe2+，被吸附的Fe2+在活性滤膜的催化作用下迅速氧化为Fe3+，并且生成物作为催化剂又参与新的催化反应．同理，Mn2+在滤料表面锰质活性滤膜的作用下，被水中的溶解氧氧化为MnO：并吸附在滤料表面，使滤膜不断更新．接触氧化法是目前应用最为广泛的处理技术。
次氯酸钠预氧化—超滤组合工艺处理铁锰共存水研究
次氯酸钠预氧化—超滤组合工艺处理铁锰共存水研究作者：魏晨赵坤彭世琥来源：《科学与财富》2017年第25期摘要：铁锰元素具有相似的化学性质，在处理超标的铁锰水原水时，Fe2+、Mn2+往往同时存在，需要将它们同时去除。
本章主要研究将化学预氧化与超滤工艺联用，在现有条件下将水中超标的Fe2+、Mn2+同时有效地除去，且不产生二次污染。
基于传统氧化工艺条件下，采用次氯酸钠作为氧化剂，并结合超滤工艺，探讨预氧化-超滤组合工艺对含有Fe2+、Mn2+的共存水的去除效果。
关键词：铁锰共存水；次氯酸钠预氧化；超滤；组合工艺中图分类号：X524文献标识码：A铁锰超标就会给人体带来许多危害。
铁摄入过多会增加传染病感染的风险，锰过量会给人体带来巨大的危害，造成神经系统、呼吸系统和消化系统等相应器官的病变[1]，含铁锰水的常规处理方法有自然氧化法、接触氧化法、生物法、药剂氧化法，而超滤技术在新一代膜技术中运用广泛，逐渐成为国内外各个水厂的主要选择。
研究表明，超滤技术几乎能全部去除颗粒物、悬浮物、胶体、细菌等，不仅出水水质稳定还减少了水质的二次污染[2][3]。
1材料与方法1.1实验装置试验装置为内压式中空纤维超滤膜。
1.2水质指标测定主要指标为Fe、Mn。
采用邻菲罗啉分光光度法和甲醛分光光度法测定。
1.2实验方法与实验流程在水样中投加一定量的化学氧化剂，氧化一段时间后再加入一定量混凝剂进行混凝沉淀，最后将氧化沉淀后的水样通过45μm的滤膜，检测过滤膜后水中的Fe2+、Mn2+残余量。
实验流程见图2：2结果与讨论2.1设计进水水质含铁、锰共存水进水水质检测如表1所示。
表1铁、锰共存水进水水质2.2次氯酸钠-超滤组合工艺对铁锰共存水的去除效果当不投加氧化剂直接本试验主要考察在超滤工艺前后，单独投加次氯酸钠对Fe2+、Mn2+的去除效果，原水中Mn2+浓度为0.25 mg/L，Fe2+浓度为0.75 mg/L，在室温条件下，投加次氯酸钠为氧化剂，并投加一定量的混凝剂（Al2（SO4）3·18H2O），氧化剂和混凝剂的比控制在1：80，氧化时间为4min，调节pH为8.0左右，次氯酸钠投加量分别为：0 mg/L、0.3mg/L、0.5 mg/L、0.7 mg/L、1 mg/L、1.2 mg/L、1.5 mg/L。
接触氧化除铁除锰机理的探讨
当水中有溶解氧时， 被吸附的 Ｆ ｅ 在活性滤膜 的催化下迅速氧化并水解， 其反应式为： Ｆ ｅ （ Ｏ Ｈ ） （ Ｏ Ｆ ｅ ）·２ Ｈ Ｏ ＋ １ ／ ４ Ｏ ２ ２ ２＋ ５ ／ ２ Ｈ Ｏ＝ ２ Ｆ ｅ （ Ｏ Ｈ ） ·２ Ｈ Ｏ＋ Ｈ ２ ３ ２
＋ ＋
湿砂） ， 庞大的菌落群中某些铁细菌也具有良好的 生物氧化除锰能力。 ２ ２ 生物除锰 ２ ０世纪 ８ ０年代末， 我国首次系统地通过微生 物理论 和 试 验 研 究 了 地 下 水 生 物 除 锰 理 论 和 应
Ｉ ｎ ｖ ｅ ｓ ｔ ｉ ｇ ａ ｔ ｉ ｏ ｎｏ ｎＭｅ ｃ ｈ ａ ｎ ｉ ｓ ｍｏ ｆ Ｉ ｒ ｏ ｎａ ｎ ｄＭａ ｎ ｇ ａ ｎ ｅ ｓ ｅＲ ｅ ｍｏ ｖ ａ ｌ ｂ ｙ Ｃ ｏ ｎ ｔ ａ ｃ ｔ Ｏ ｘ ｉ ｄ ａ ｔ ｉ ｏ ｎ
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接触氧化除铁除锰
摘要：从理论计算和试验两方面探讨了生物除铁除锰滤池中的曝气溶氧问题。
结果表明，生物滤层除铁除锰不需要高溶解氧，也不需要通过散除CO2来提高原水的pH值，相反CO2可作为微生物繁殖代谢的碳源。
认为简单的曝气充氧方式与生物滤池的结合可大大简化传统的处理流程。
关键词：生物滤池除铁除锰需氧量曝气对于传统的除铁除锰工艺，曝气的主要目的是向水中充氧，并充分散除水中的CO2以提高pH值。
因此，对于接触氧化除铁除锰(特别是除锰)，一般都要求较大的曝气强度。
生物除铁除锰机制指出，在pH值的中性范围内，Mn2+的氧化不是其氧化物的自催化作用，而是以Fe2+、Mn2+氧化细菌为主的生物氧化作用。
亚铁对维系生物滤层中微生物群系所组成的生态群落起着非常重要的作用，并实现了铁、锰在同一生物滤层中很好地被去除。
从单纯的物理化学氧化到生物化学作用机制的转变，必然会引起实际运行中许多因素的变化。
现仅就曝气充氧量对生物滤层除铁除锰效能的影响进行了研究。
1理论需氧量计算从理论上讲，Fe2+、Mn2+在生物滤层当中的氧化过程是很复杂的，它们的生物氧化反应在细胞膜表面进行，并且在整个氧化反应过程中有复杂的电子传递过程。
但不论电子和能量是怎样传递的，下列关系总是成立的：4Fe2++O24Fe3++2O2-4Fe2+∶O2=(4×55.8)∶32［O2］=0.143［Fe2+］2Mn2++O22Mn4++2O2-2Mn2+∶O2=(2×54.9)∶32［O2］=0.29［Mn2+］理论上所需溶解氧量可用下式表示：［O2］=0.143［Fe2++0.29［Mn2+］在化学氧化理论指导下，实际工程中为了散除游离CO2，提高原水的pH值，同时也由于化学反应速率的需要，应有一定的过剩溶解氧，所以在理论需氧量的基础上乘以一个过剩系数a。
工程实际需氧量为：［O2］=a(0.143［Fe2+］+0.29［Mn2+］)对于a的取值，以如下计算为例。
地下水接触氧化法除铁
《地下水接触氧化法除铁、锰制软化水综合实验》一实验目的地下水去除铁、锰是为了达到饮用要求和进行水质软化必须进行得给水处理过程。
对于饮水过程中的除铁、锰是为保证饮用水能够达到饮用水标准和保护身体健康进行的处理，而软化水处理过程中除铁、锰是为了防止离子交换树脂中毒。
因此，地下水除铁、锰对于给水处理过程很重要。
本实验就是使学生通过实验过程设计和综合性的实验获得某一地下水的基本处理参数，所得的实验数据应能指导该水质的软化处理工艺和设备的设计和制作、加工。
二实验内容1 设计地下水接触氧化法除铁、锰及软化处理实验工艺2 设计制作实验设备3 实验验证及改进（包括监测及测试）4 实验结果及结论三实验材料Φ100Χ2000有机玻璃柱3根，Φ8Χ2000有机玻璃管1根，万能胶，法兰盘三付，4分、6分塑胶软管，绑线，锰砂（0-2mm），101阳离子树脂，粗粒盐，过滤棉适量。
四实验仪器及药品哈納铁、锰测试仪，EDTA滴定法测水中总硬度器皿及药品，分析天平。
五实验步骤1 实验任务书进行初步设计方案的设计。
工艺流程：2 指导教师对设计方案进行评价、修正，确定指导性方案。
3 根据设计方案进行接触氧化法除铁、锰滤床和离子交换柱制作。
用万能胶将法兰、水槽与有机玻璃柱粘住。
固化12小时以上，同时，锰砂床应粘接滤阻水头损失观测管（Φ8Χ2000有机玻璃管）。
4 将5公斤粗粒盐制成饱和盐水，撇去浮沫。
5 用饱和盐水浸泡设计用量的101阳离子树脂12h。
6 根据设计方案将设计用量锰砂装入接触氧化床中。
锰砂装入前应用过滤棉将清水孔衬好，防止过滤过程中跑细砂，也可用80目以上滤布衬贴。
7 锰砂反洗。
用6分塑胶软管与锰砂床清水口连接，另一端接到地下水龙头上。
适当开启水龙头阀门，向锰砂床反洗注水，当浑水从水槽溢出，加大反洗水量，直到锰砂膨胀40%左右，继续反洗直至出清水。
（反水强度控制在15升/秒）。
8 锰砂正洗。
将锰砂床调整为过滤状态，从水槽加入地下水进行正洗（过滤），洗水从清水口排出。
接触氧化法地下水除铁除锰工艺中的曝气
接触氧化法地下水除铁除锰工艺中的曝气
刘长敏
【期刊名称】《水利天地》
【年(卷),期】2004(000)003
【摘要】正在实施的人畜饮水工程建设，成井后许多地下水不经过一定的工艺处理，是不可以直接饮用的。
人畜饮水工程实施地点大多是在经济欠发达地区，取水点又多在地下50米以下，水质标准在病理学指标和细菌学指标方面基本上是合格的(我省个别的高氟地区除外)。
但由于地质构造、江河流域
【总页数】2页(P42-43)
【作者】刘长敏
【作者单位】无
【正文语种】中文
【中图分类】TU94
【相关文献】
1.曝气-两级过滤工艺用于地下水除铁除锰 [J], 王长平;李武
2.曝气强度对地下水生物除铁除锰影响的研究 [J], 米海蓉;崔海;刘慧;王春丽
3.医学发明发现各种相关因素的分析及事例剖析：在地下水循环射流曝气除铁除锰[J], 曾玉坤;赵琼
4.论曝气氧化法和接触氧化法及在绥滨县地下水除铁降锰中的应用 [J], 廉广德;徐毅;王可丽
5.地下水曝气接触氧化法除铁除锰工艺及设计应用 [J], 刘薇
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低温生物除铁除锰工艺快速启动与滤速的探求
低温生物除铁除锰工艺快速启动与滤速的探求李冬;路健;梁雨雯;张杰;赵运新【摘要】为净化低温(5~6℃)高铁高锰这种地下水质,通过水厂实地滤柱实验表明,在该种水质下,适当调整工艺运行的参数能够快速富集铁锰氧化微生物,在120d左右实现生物除铁除锰工艺的快速启动和稳定运行；滤柱启动过程中,对滤层厚度进行了优化,1500mm厚新滤料在启动过程中会导致出水锰超标,而800mm厚成熟生物滤层在6~8m/h滤速下,可完成对铁、锰的深度去除；在此条件下,进行滤速探求的实验研究,最高滤速可达到16.5m/h保证出水铁锰合格,并给出了相应的反冲参数.%A pilot-scale biological filter was constructed to removal of iron and manganese simultaneously from groundwater. The results indicated that adjusting process parameters appropriately can realize rapid enrichment of iron and manganese oxidizing microorganisms and quick start-up of biological iron and manganese removal for the water incuding high iron and manganese at low tempreture (5~6℃) in 120d; During the process, The thickness of filter layer is optimized, and the result is that effluent water may be overproof when thickness of filter bed is 1500mm, and it will be standard if thickness of mature filter bed is 800mm when the filtering speed is 6~8m/h; Under this contition, the highest filtering speed is16.5m/h and relevant backlashing parameter is clear.【期刊名称】《中国环境科学》【年(卷),期】2016(000)001【总页数】5页(P82-86)【关键词】低温;快速启动;除铁除锰;最高滤速【作者】李冬;路健;梁雨雯;张杰;赵运新【作者单位】北京工业大学市政工程系，北京100124;北京工业大学市政工程系，北京100124;北京工业大学市政工程系，北京100124;北京工业大学市政工程系，北京 100124; 哈尔滨工业大学市政工程系，哈尔滨 150090;北京工业大学市政工程系，北京 100124【正文语种】中文【中图分类】X523* 责任作者, 教授,*******************.cn含铁含锰地下水在我国分布广泛[1-3],而水中铁锰过多会对人体的生理健康产生危害,对城市供水系统及人们的生活、工业生产造成不便[4].其中我国东北部分地区虽地处松花江沿岸,但是部分区段江水已被污染,无法作为饮用水源,只能寻求其他水源,因此含铁含锰地下水是这些地区唯一的供水水源,其中佳木斯市佳西水厂采用传统的化学接触氧化除铁除锰工艺,已无法实现该地区高铁高锰地下水的净化,水厂出水锰浓度严重超标,已不符合饮用水的标准.作为能够高效去除铁、锰的生物除铁除锰技术,在我国已经广泛应用于工程实践当中[5].2001年,首座生物除铁除锰水厂投产运行并取得巨大成功,随后的兰西水厂、哈尔滨水厂原水虽是低温且富含高铁高锰,利用生物除铁除锰工艺同样取得了不错的效果.但是佳木斯地区冬季水温最低可降到5～6℃,相对于兰西、哈尔滨水厂原水水温9℃[6-7]还要低,温度降低会抑制除铁除锰细菌的活性[8],增加了生物富集的难度,生物滤层培养受到一定的限制,对生物除铁除锰技术来说是一个巨大的挑战,因此为净化这种低温高铁高锰水质,本实验在当地环境下尝试生物除铁除锰工艺的可行性,进行工艺的快速启动和滤速探求的研究.1.1 试验装置实验以有机玻璃滤柱模拟生产滤池.滤柱直径250mm,高3000mm,填装1500mm 厚新锰砂滤料,粒径0.6～1.2mm;以1～2mm的卵石作垫层,垫层厚300mm;每隔100mm设一个取样口.实验装置如图1所示.1.2 实验水质实验进水为佳木斯江北水厂跌水曝气之后的水,经跌水曝气后,水中溶解氧可达到9mg/L,原水中总铁含量10～14mg/L,Fe2+含量8～10mg/L, Mn2+含量为0.8～1.2mg/L,pH值约6～7为中性,水温最低时达到5℃左右,属于罕见的低温高铁高锰地下水.1.3 实验方法实验滤柱以1m/h的滤速开始启动,当出水铁锰合格并稳定运行7d左右,进行提高滤速,提升幅度在0.5～1m/h之间,反冲参数在相应的滤速下作出适当的调整,滤柱在某一滤速下稳定运行过程中,进行沿层取样.在提升滤速的实验中,为保证高滤速的运行,不断调整反冲周期与反冲强度,在某一滤速阶段出水合格并稳定运行7d左右,进行提高滤速.1.4 检测项目和方法Fe2+:二氮杂菲分光光度法;Mn2+:原子吸收分光光度法;总铁:原子吸收分光光度法;DO、pH、 ORP:便携式测定仪.2.1 生物滤柱的快速启动在当地环境下,首先对滤柱进行了生物除铁除锰工艺的启动.滤柱启动过程中,其进出水铁、锰浓度变化如图2、图3所示.工艺启动过程中,以慢滤速1m/h开始培养滤柱,逐渐提高滤速,并调整相应的反冲参数.由图2可知,在滤柱启动过程中,出水铁是一直符合国家标准的.因为铁的去除大部分是依靠化学接触氧化的方式去除的,出水铁很容易就能达标[9],即0.3mg/L以下. 图3显示滤柱运行的前36d,出水锰除在提升滤速的时候有提高波动外,其他时间均稳定保持在0.1mg/L以下;滤柱运行从第37d开始,出水锰逐渐升高,出水水质恶化,这是由于在滤柱运行初期滤料对Mn2+有物理吸附作用,使滤层具有一定的除锰效果,随着滤料吸附容量达到饱和,且滤料上并没有生长大量的铁锰氧化细菌,使得滤层的除锰效果恶化,这与前期研究结果是一致的[10],其随后进行的细菌灭活试验[14]表明,锰的深度去除,是逐渐富集的微生物的作用;滤柱运行从第45d之后,随着滤料的培养成熟,除锰效果开始变好,而且之后的过程出水锰一直保持在国家《生活饮用水卫生标准》(GB5749-2006)[15]以下,即0.1mg/L以下,滤速达到6m/h后,并稳定运行了10d左右,标志着滤柱培养成熟.为进一步考察滤层成熟情况,对除锰理论耗氧量和实际耗氧量进行核算.在生物滤层中,铁、锰的氧化去除都是在pH值约为6～7的中性水质条件下进行的,溶解氧消耗量可根据氧化还原反应中的电子得失经计算得到,除锰理论耗氧量为.如图3所示滤柱运行前36d,出水锰在各级滤速下稳定后均合格,从第37d开始出水锰逐渐超标,因此认为36d之前滤料吸附容量未达到饱和,假设36d之前Fe2+全部由化学接触氧化去除,Mn2+全部由物理吸附去除,即除锰理论耗氧量为0,对36d 之前的实际消耗溶解氧量取平均值F平均,作为水中铁和锰除外的其他还原物质实际消耗的溶解氧量,则除锰实际耗氧量为.所得除锰实际耗氧量和理论耗氧量如图4所示,两者基本相符,只是存在微小偏差,分析是由于进水Fe2+浓度不稳定导致其去除量不稳定所致,由图2可见,滤柱运行36d之前进水Fe2+的平均去除量为7.89mg/L,37～124d期间Fe2+的平均去除量为8.906mg/L.因此36d之后锰去除所需的实际溶解氧消耗量明显提高且与理论溶解氧消耗量相当,说明生物氧化除锰作用逐渐加强,生物滤层趋于成熟.上述实验表明,以达到6m/h的滤速,并在该滤速下出水铁、锰浓度合格视为启动成功标准,通过对运行参数的调控,在水温5～6℃的高铁高锰水质下实现了生物除铁除锰工艺的快速启动,启动时间4个月左右,比兰西水厂9℃高铁高锰水质下8个月的生物滤层培养时间短4个月[11],鞍山、抚顺、长春地区的地下水铁含量为5～7mg/L,锰含量为0.4～0.5mg/L,水温在10℃以上,成熟期也在半个月至三个月之间[12].说明本实验的调控措施不仅在低温条件下成功实现了铁锰氧化细菌的富集,在5～6℃的水温且高铁高锰更为恶劣的条件下,启动工艺所用时间更短.工艺启动过程参数的调控尤为重要,同样,滤层厚度如果选择得当,不仅有利于工艺的快速启动,对于出水水质和经济运行也有重要影响.2.2 滤层厚度的优化滤池中的生物量很大程度上取决于滤料的数量,而滤层的厚度是决定滤料数量的重要因素,显然滤层厚度过小处理效果会不佳;而滤层厚度过大不仅导致滤料的浪费,还会增加反冲时的阻力.所以,为优化在此种水质条件下净化水所需的滤层厚度,各级滤速出水稳定后进行沿层取样,期间进水锰稳定保持在1mg/L左右.因为铁在整个过程中出水是合格的,这里仅对锰的去除作分析, 图5、图6是滤柱启动过程中,各级滤速下锰被去除到0.1mg/L以下时所到达的滤层深度和在相应滤速下,锰在整个滤层及0～600mm段滤层中单位时间的去除量.其中锰去除量的计算如下:式中:Mn去除为某一滤速条件下单位时间内滤层对锰的去除量,g/h;Q出为某一滤速条件下单位时间内滤柱的出水流量,m3/h;Ci进,Ci出为某一滤速条件下,第i天锰的平均进、出水浓度,mg/L;n为某一滤速条件下滤柱运行时间,d.如图5所示,45d之前随着滤速的提高,锰的去除深度随之增大,最大到达1200mm 处达到国家标准,滤速达到4m/h时,1500mm厚滤层无法完成对锰的去除而使出水锰达标,滤层对锰去除量随着滤速的提高也逐渐增加, 但在滤速达到3m/h以后,滤层对锰的去除量增加缓慢,无法法实现对锰的深度去除.分析认为,培养初期锰的去除大部分是依靠锰砂的物理吸附作用完成的,但当滤层吸附容量达到饱和以后,锰随即穿透滤层,使出水恶化.如图6所示,在45d之后,重新降低滤速至1m/h,随着滤速的提升,锰的去除深度反而逐渐降低,分析是由于铁锰氧化细菌在滤料上的生长迎来了第一活性增长期[13],微生物迅速大量生长,逐渐增多,滤柱表现出对锰较强的去除能力,虽然滤速提高,但是锰的去除深度逐渐减小,滤层对锰的去除量的逐渐增加说明滤层除锰能力依然保持良好,铁锰氧化细菌数量的不断增多;滤速达到6～8m/h时,锰的去除深度开始增大,但是与此同时,整个滤层的锰去除量随之增大,0～600mm段滤层对锰的去除量却增加缓慢,增幅只有0.05g/h,远远小于整个滤层的除锰增加量0.3g/h,分析是由于0～600mm段滤层附着的锰氧化细菌处于第二活性增长期[13],即微生物处于平衡期,不再增长,且不足以去除该滤速条件下的锰,所以依靠滤层600～800mm段滤层的微生物,锰才被去除到0.1mg/L以下;滤速达到8～9m/h时,锰的去除深度并无变化,依旧依靠滤层0～800mm段的微生物实现锰的深度去除,之后滤速进一步提升到9～10m/h,锰的去除深度才进一步增加.本实验表明,整个培养过程中,在5～6℃的低温高铁高锰水质下,使用1500mm厚的新滤料不能保证整个过程出水达标,但是800mm厚的成熟生物滤层,即可保证在8m/h的滤速条件下出水不超标,相对于前期研究结果,在水温9℃,总铁含量10～14mg/L,总锰0.8～1.1mg/L的水质下,应用1300mm厚滤料可使出水稳定达标[11],在本实验的低温水质下,新砂滤料滤层厚度至少要大于1500mm.综上所述,在该种水质下,1500mm厚新滤料会导致滤层培养期到成熟期的过程中出水锰超标,而800mm厚的成熟生物滤层即可在6～8m/h的滤速下,完成低温高铁高锰水质下对铁、锰的深度去除.滤料培养成熟以后,滤速只是达到了6～10m/h,为进一步开发在该水质条件下工艺的潜力,探求其滤速能否进一步提高,以及提升的极限是多少,将在接下来的实验中进行.2.3 低温生物除铁除锰工艺滤速的探求上述实验证明,生物除铁除锰工艺在低温高铁高锰水质下依然对铁、锰有良好的去除效果,为进一步开发工艺的潜力,本实验探求了工艺的滤速,明晰在保证出水合格的情况下,可以达到的最大滤速.滤速提升过程中进出水铁、锰浓度趋势如图7所示.实验采取逐级提升滤速的方法,为保证高滤速运行,调整相应的反冲周期与反冲时间. 由图7看出,经过逐级提升滤速,出水铁浓度在滤速达到15m/h的时候开始接近甚至高于0.3mg/L,随着滤速的提升出水铁浓度变化不大,至滤速达到17m/h,出水铁浓度开始大于0.3mg/L;而出水锰浓度从滤速达到17m/h开始,高于0.1mg/L.而且,在该种低温高铁高锰水质下,保证最长反冲周期24h不变且出水合格时,最大滤速只能达到13m/h.目前,在生物除铁除锰领域中达到的最高滤速是19m/h[14],但是是在实验室的条件下完成的,温度在室温20℃左右,进水铁浓度<7mg/L,进水锰浓度<1mg/L.本实验表明,在水温5～6℃,总铁10～14mg/L,总锰0.8～1.2mg/L的进水水质,且保证出水合格的条件下,生物除铁除锰工艺可以达到的极限滤速是16.5m/h,反冲周期8h,反冲时间5min,然而保证反冲周期24h的情况下,最大滤速只能达到13m/h.3.1 对于水温5～6℃,总铁10～14mg/L,总锰0.8～1.2mg/L的地下水,可以成功实现生物除铁除锰工艺的快速启动,启动时间大约4个月左右.3.2 在该种低温高铁高锰水质下,1500mm厚新滤料在启动过程中会导致出水锰超标,而800mm厚成熟生物滤层在6m/h～8m/h滤速下,可完成对铁、锰的深度去除.3.3 对于该种水质,在保证出水铁、锰合格的情况下,本实验最高滤速达到16.5m/h,反冲周期8h,反冲时间5min,保证反冲周期24h的情况下,最大滤速可达到13m/h.【相关文献】[1] 曾昭华.长江中下游地区地下水中铁锰元素的形成及其分布规律 [J].长江流域资源与环境, 1994,(4):326-329.[2] 马志毅.城市污水回用概述 [J].给水排水, 1997,(12):61-63.[3] 籍国东,姜兆春,赵丽辉,等.我国污水资源化的现状分析与对策探讨 [J].环境科学进展,1999,(5):85-95.[4] Tekerlekopoulou A G.,Vayenas 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接触氧化—超滤膜分离工艺在中水处理中的应用研究
接触氧化—超滤膜分离工艺在中水处理中的应用研究
邵武;李中和
【期刊名称】《煤矿环境保护》
【年(卷),期】1999(13)4
【摘要】论述了接触氧化—超滤膜分离技术在中水处理中的应用,提出了针对性试验和运行参数,并对不同膜和技术工艺进行了对比。
【总页数】3页(P24-26)
【关键词】接触氧化;膜分离;中水处理;超滤膜;生活污水
【作者】邵武;李中和
【作者单位】中国矿业大学北京校区
【正文语种】中文
【中图分类】X703;X799.03
【相关文献】
1.改进型水解——接触氧化工艺在小型屠宰企业废水处理中的应用研究 [J], 刘威;陈明辉;尚金城
2.生物接触氧化工艺在水处理中的应用研究及展望 [J], 纳丽萍
3.UASB-两级生物接触氧化工艺在乳业\r厂污水处理改造中的应用研究 [J], 高雄;程永伟;武彦生;李燕
4.电化学氧化-超滤组合工艺在炼油厂水处理中的应用研究 [J], 李鹏
5.曝气生物滤池和生物接触氧化工艺在医院污水处理中应用研究 [J], 陈文娟;于明泉;孔令华;王永磊;刘宝震;李木
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接触氧化/超滤除铁除锰组合工艺的净化效能熊斌1，李星1，杨艳玲1，梁恒2，杜星2，李圭白2，陈杰3（1．北京工业大学建筑工程学院，北京100124；2．哈尔滨工业大学市政环境工程学院，黑龙江哈尔滨150090；3．海南立升净水科技实业有限公司，海南海口571126）摘要：地下水是农村地区的重要水源，但存在处理设施管理水平低以及出水铁、锰浓度经常超标的现象，水质安全保障性差。
研发出了一体化除铁除锰滤罐，并与超滤技术耦合形成接触氧化/超滤除铁除锰组合工艺。
近4个月的生产性运行结果表明，滤罐具有良好的除铁除锰效果，出水总铁和总锰的含量分别达到0．20和0．04mg /L ，对氨氮也有较好的去除效果。
超滤出水总铁和总锰平均值分别为0．01和0．03mg /L ，浊度平均值达0．10NTU ，显著提高了除铁除锰滤罐出水水质的稳定性和保障率。
在恒定膜通量为50L /（m 2·h ）、过滤周期为45min 的条件下，超滤膜的跨膜压差平均增长率仅为0．26kPa /d ，膜污染得到了有效控制，实现了长期稳定运行。
接触氧化/超滤除铁除锰组合工艺的出水水质完全达到了《生活饮用水卫生标准》（GB 5749—2006）的要求，为今后超滤技术在地下水除铁除锰领域的应用提供了有益的参考。
关键词：地下水；除铁除锰；接触氧化；超滤；组合工艺中图分类号：TU991文献标识码：A文章编号：1000－4602（2014）01－0030－04Ｒemoval of Iron and Manganese by Combined Process of Contact Oxidationand UltrafiltrationXIONG Bin 1，LI Xing 1，YANG Yan-ling 1，LIANG Heng 2，DU Xing 2，LI Gui-bai 2，CHEN Jie 3（1．School of Civil Engineering ，Beijing University of Technology ，Beijing 100124，China ；2．School of Municipal and Environmental Engineering ，Harbin Institute of Technology ，Harbin 150090，China ；3．Hainan Litree Water Purification Science and Technology Co．Ltd．，Haikou 571126，China ）Abstract ：Groundwater is an important drinking water source in rural areas．But the iron andmanganese contents in treated water often exceed standards because of poor management of water treat-ment facilities ，leading to unsafe drinking water quality．An integrated filter tank for iron and manganese removal by contact oxidation was developed ，and a new combined treatment process of contact oxidation and ultrafiltration for iron and manganese removal was established by coupling with ultrafiltration．A full-scale experiment using the combined treatment process was carried out for about four months of operation．Ｒesults showed that iron and manganese were effectively removed by the integrated filter tank．Total iron and total manganese contents in the effluent of the integrated filter tank were 0．20mg /L and 0．04mg /L ，respectively．Effective removal of ammonia nitrogen was also observed．The average values of total iron and total manganese in the effluent of ultrafiltration were 0．01mg /L and 0．03mg /L ，respectively ，and the average turbidity was 0．10NTU．The stability and security of the effluent quality of the individual in-tegrated filter tanks were effectively improved by the ultrafiltration process．The average increment of the第30卷第1期2014年1月中国给水排水CHINA WATEＲ＆WASTEWATEＲVol．30No．1Jan．2014trans-membrane pressure was about0．26kPa/d under constant membrane flux of50L/（m2·h）and fil-tration period of45min．Long-term stable operation was achieved with effective control of the membrane fouling．The effluent quality of the combined treatment process could fully meet the Standards for Drink-ing Water Quality（GB5749－2006）．A useful reference is provided for the wide applications of ultrafil-tration technique in iron and manganese removal from groundwater．Key words：groundwater；iron and manganese removal；contact oxidation；ultrafiltration；combined process在我国的许多农村地区都利用地下水，但是大多没有水处理设施或者水处理设施十分简单，无法去除水中的铁、锰，水质经常达不到饮用水标准。
同时，由于技术力量薄弱、管理水平低下等，使得已有的除铁除锰工艺和设备难以稳定运行，存在铁、锰含量超标现象和生物安全性风险。
利用近年来发展的新技术和新工艺，有效解决广大农村地区地下水处理技术落后和水质安全问题，是现阶段的重要工作之一。
接触氧化除铁除锰工艺能够去除水中的铁、锰，而且该工艺只需对原水进行曝气而无需投加其他的化学药剂，能够在很大程度上节约成本［1］。
超滤膜能去除水中几乎全部颗粒物和致病微生物，是近年来得到快速发展和应用的新型技术。
李圭白院士指出［2］，以超滤为核心技术的组合工艺是改善饮用水安全性的重要技术和手段，可以充分保障饮用水的生物安全性。
因此，将接触氧化除铁除锰技术同超滤技术相结合，可有效解决农村地区除铁除锰效果欠佳和水质安全性差的问题。
海南省澄迈县某村采用地下水作为饮用水水源，由于管理不善，已有的一套除铁除锰滤罐已经失去除铁除锰效果，导致出水铁、锰含量超标。
为此对该除铁除锰工艺进行了改造，研发出接触氧化/超滤除铁除锰组合工艺，以全面提高除铁除锰效果和保障水质安全。
1试验材料与方法1.1工艺流程接触氧化/超滤除铁除锰组合工艺的流程如图1所示，原水由深井泵提升后进入综合滤罐，通过布水系统均匀喷淋到填料上进行充氧，经过双层滤料过滤后的出水由增压泵加压后进入超滤设备，超滤膜出水进入水箱后由提升泵送至水塔。
一体化除铁除锰综合滤罐采用曝气装置和综合滤罐整合的方式，简化了工艺；滤罐上部采用机械通风曝气装置，下部设双层滤料，上层为无烟煤，下层为天然锰砂；滤罐底部有进气管用来进行气洗。
超滤设备采用内压式PVC合金超滤膜，共6个膜柱。
图1生产性试验工艺流程Fig．1Flow chart of full-scale experiment组合工艺的流量为15m3/h，每天运行20h，产水量为300m3/d。
综合滤罐的水洗周期为1d，水洗强度为4L/（m2·s），水洗时间为4min；气水联合反洗周期为30d，气洗强度为15L/（m2·s），气洗时间为2min，水洗强度为4L/（m2·s），水洗时间为10 15min。
超滤设备的膜通量为50L/（m2·h），每支膜的面积为40m2；超滤膜反洗时间为70 s，其中前40d的过滤周期为30min，第41天后的过滤周期为45min。
除铁除锰综合滤罐和超滤设备均采用自动控制方式，整套设备可实现全自动运行，有效解决了农村地区技术力量薄弱、管理水平低的问题。
1.2原水水质试验用水取自该村的自备深井，水温为27 28ħ，DO接近于零，其他指标如表1所示。
表1原水水质Tab．1Ｒaw water qualitywww．watergasheat．com熊斌，等：接触氧化/超滤除铁除锰组合工艺的净化效能第30卷第1期1.3分析项目和方法由于受检测条件的限制，仅对铁、锰、氨氮、pH 值、溶解氧等主要参数进行了检测。
其中，浊度采用便携式浊度仪检测，其他指标采用HI83200高精度多参数分析仪测定。
2结果与讨论2.1对铁和锰的去除原水及各单元出水中总铁及Fe 2+的含量见图2。
原水和曝气后总铁的平均含量分别为4．90和2．87mg /L ，平均去除率达到了41．4%。
这是因为曝气后水中溶解氧含量大幅度提高，使得Fe 2+被氧化为Fe 3+，在pH 值＞7．0时生成了Fe （OH ）3胶体并附着在顶层的填料上。