地下水除鐵除錳的研究在國內(nèi)已有較長的歷史。從60年代初，我國實驗成功了天然錳砂濾料接觸氧化除鐵工藝，70年代確立了接觸氧化除鐵理論，80年代初，又開發(fā)了接觸氧化除錳工藝，并迅速在生產(chǎn)上應(yīng)用推廣。90年代以來，國內(nèi)外的學(xué)者對傳統(tǒng)的除鐵除錳機理提出了不同的看法，認(rèn)為地下水中鐵細(xì)菌的生物作用是鐵錳去除的主要原因。生物除鐵除錳理論的提出，給除鐵除錳工藝帶來了很多新理論，加深對這些理論的認(rèn)識，對科學(xué)研究和生產(chǎn)實踐都有重要的指導(dǎo)意義。

一、除鐵理論與工藝

鐵的常見化合價有十2價和十3價，地下水的氧化還原電位比較低，PH值在6.0～7.5之間，這種情況下鐵一般是以Fe2+的形式存在地下水中。鐵的氧化還原電位比氧低，易于被空氣中的氧所氧化，pH值對Fe2+的氧化速率有較大影響，在 pH＞5.5的情況下，地下水的pH值每升高1.0，二價鐵的氧化速度就增大100倍。

（1）、空氣自然氧化除鐵

建國初期，國內(nèi)地下水除鐵大多采用的自然氧化除鐵工藝。其基本原理是曝氣充氧后將亞鐵氧化為三價鐵，經(jīng)反應(yīng)沉淀之后，過濾將其去除。提高地下水的pH值能夠大大加快Fe2+氧化為Fe3+的速度。因此，空氣自然氧化工藝通常采用較大曝氣強度，在充氧的同時散除地下水中的游離CO2以提高pH值，曝氣后的pH值一般在7.0以上。盡管如此，空氣自然氧化除鐵工藝所需的停留時間仍較長，約2－3h，且由于三價鐵絮凝體較小。容易穿透濾層，影響水質(zhì)。另一方面，水中溶解性硅酸與三價鐵氫氧化物形成硅鐵絡(luò)合物： Fe3+＋Si0（OH）3-1＝FeOSi（OH）32+使Fe（OH）3膠體凝聚困難，影響氫氧化鐵的絮凝，難以從水中分離。在地下水堿度較低時，溶解性硅酸對除鐵效果影響尤為顯著。

（2）、錳砂濾料接觸催化氧化除鐵效果

接觸氧化除鐵，地下水經(jīng)過簡單曝氣要絮凝、沉淀而直接進(jìn)入濾池，在錳砂濾料表面催化劑的作用下，亞鐵迅速地氧化為三價鐵，并被濾層截留而去除。由于催化劑的作用，只要處理水的pH值高于6.0，F(xiàn)e2+就能順利的氧化為Fe3+。我國絕大多數(shù)地下水pH值都是高于6.0的，F(xiàn)e2+的氧化均能迅速完成，這樣就可以簡化曝氣過程。曝氣只需要向水中充氧即可。接觸氧化除鐵工藝的構(gòu)筑物較為簡單，水力停留時間只需5～30min即可。同時，鐵的去除不受溶解性硅酸價的影響。出水總鐵濃度也隨著過濾時間的增加而減少。在周期時間內(nèi)，水質(zhì)會越來越好。

接觸氧化除鐵的機理是催化氧化反應(yīng)，起催化作用的是錳砂濾料表面的鐵質(zhì)活性濾膜。鐵質(zhì)活性濾膜首先吸附水中的亞鐵離子，被吸附的亞鐵離子在活性濾膜的催化作用下迅速氧化為三價鐵，并且使催化劑再生，反應(yīng)生成物為催化劑，又參與新的催化反應(yīng)，鐵質(zhì)活性濾膜接觸氧化鐵的過程是一個自催化反應(yīng)過程。

關(guān)于鐵質(zhì)活性濾膜的化學(xué)組成有幾種不同的看法。鐵質(zhì)活性濾膜的化學(xué)組成為Fe（OH）32H2O。新鮮的濾膜具有很強的催化活性，隨著時間的增長，濾膜老化脫水活性也逐漸降低，濾膜*終老化生成FeOOH便喪失催化活性。除鐵濾池中自然形成的羥基化鐵（FeOOH）的羥基表面起接觸催化作用。羥基氧化鐵不是以FeOOH所示的簡單分子形式存在的，它是鐵原子、氧原子和固體內(nèi)氫原子三者相結(jié)合的巨大無機分子。

（3 ）、生物氧化除鐵

　    在除鐵的研究實踐中，有人在除鐵濾池中檢測到了鐵細(xì)菌的存在，并發(fā)現(xiàn)生物在鐵的去除過程中起很大作用，提出了生物除鐵的觀點。Pierre Mouchet［4］在低含鐵量（0.75～1.1 mg／L）和低含鐵量（0～0.7mg／L）的情況下發(fā)現(xiàn)生物在除鐵過程中有很大的作用，認(rèn)為生物是鐵去除的主要原因。Catherine V.Tremblay［5］也在低溶解氧含量下發(fā)現(xiàn)生物除鐵作用的存在。

在試驗發(fā)現(xiàn)，生物在除鐵中的作用很小。試驗采用兩個內(nèi)徑188m m的有機玻璃濾柱，濾砂均為剛投入運行的新石英砂。其中一個濾柱每天用1％的HgCI2溶液浸泡濾層1～2h，另一個為對比柱。濾速為 6 m／h，進(jìn)水溶解氧大于6mg／L，進(jìn)水pH6.5，進(jìn)水總鐵的質(zhì)量濃度大于15 mg／L。試驗結(jié)果如圖1。試驗發(fā)現(xiàn)兩者處理效果基本相同，運行不到十天兩個濾柱出水含鐵量已經(jīng)完全達(dá)標(biāo)，說明高含鐵量地下水中，生物作用對于鐵的去除幾乎沒有影響。

二、除錳理論與工藝

錳常見的化合價有十2，＋4，＋6，＋7四種價位，其中十6價和十7價錳在天然水中一般不穩(wěn)定，實際中可以認(rèn)為不存在。＋2價錳溶于水是要去除的主要對象，十4價錳則常以固體物質(zhì)MnO2及水合物的懸浮粒子形式存在于水中，其溶解度甚低，不足為害。錳比鐵去除難得多，F(xiàn)e2+在 pH＞7.0的情況下就能夠迅速氧化為Fe3+，而水中二價錳則需在PH＞9.5時，才能比較迅速地氧化為MnO2析出。地下水的PH值一般在7.5以下，必須加以適宜條件，反應(yīng)才能進(jìn)行。

（1）、接觸氧化除錳

接觸氧化除錳工藝流程比較簡單，原水經(jīng)簡單曝氣之后進(jìn)入除錳濾池，在錳砂濾料表面的錳質(zhì)活性濾膜的作用下，Mn2十被水中的溶解氧氧化為MnO2，并吸附在濾料表面，使濾膜得到更新，該過程也是自催化反應(yīng)。

關(guān)于錳質(zhì)活性濾膜的組成有幾種不同的觀點，接觸催化物為MnO2，其反應(yīng)式為：2Mn2+ ＋（X-1）O2 ＋ 4OH- ＝ 2MnOXzH2O＋2（lz）H2O范懋功［6］經(jīng)過紅外光譜測定認(rèn)為接觸氧化物應(yīng)該是Mn3O4。還有一種觀點則認(rèn)為活性濾膜是一種待定復(fù)合物，可用MnxFeOzxH2O表達(dá)，其結(jié)構(gòu)為六方晶系。

接觸氧化除錳與接觸氧化除鐵的工藝非常類似，都是簡單曝氣后直接過濾，水力停留時間短。但由于鐵錳性質(zhì)略有不同，因而影響因素也有所不同。前已述及，鐵的氧化還原電位比錳低，二價錳較難被氧化成四價錳，所以其濾速比除鐵濾速低，一般為8～10 m／h。而且二價鐵對四價錳成為還原劑，大大阻礙二價錳的氧化：2Fe2+ ＋ MnO2 ＋ 2H2O ＝ 2Fe3+ ＋ Mn2+ ＋ 4OH- 錳的去除遠(yuǎn)較鐵為困難，鐵錳共存時，鐵對錳的去除有干擾。在濾層中，要先完成對鐵的去除，才能開始除錳，要獲得穩(wěn)定的除錳效果，F(xiàn)e2+的界限質(zhì)量濃度約為2 mg／L。

（2）、生物氧化除錳

 生物除錳是國內(nèi)外近年來提出的除錳理論，該觀點認(rèn)為除錳濾池中錳的去除主要是濾層中鐵細(xì)菌生物作用的結(jié)果，而不是傳統(tǒng)除錳理論所講的，錳是錳質(zhì)活性濾膜的化學(xué)催化作用去除的。而生物除錳理論還認(rèn)為，黑砂表層的錳質(zhì)活性濾膜并不僅僅是由錳的化合物所組成，而是錳的化合物和鐵細(xì)菌的共生體，且活性濾膜是在微生物的誘導(dǎo)作用下形成的。除錳濾池中，微生物氧化原水中的錳獲得能量，不斷繁殖并附著在濾料表面，同時被氧化的MnO2也沉積在濾料表面，與微生物形成一層黑膜，就是接觸氧化除錳工藝中的錳質(zhì)活性濾膜。濾層成熟后，濾膜不斷吸附水中的Mn2＋，其中鐵細(xì)菌利用水中的溶解氧將Mn2＋氧化為MnO2mH2O并沉積在濾膜的表面，成為濾膜的一部分，使濾膜得到更新。吉林大學(xué)鮑志戎［7-8］將成熟的石英砂滅菌以后發(fā)現(xiàn)濾層的除錳能力急劇下降，且濾砂表層的黑膜亦逐漸脫落，從而證實生物作用是錳去除的主要原因，而錳質(zhì)活性濾膜則是微生物作用的結(jié)果，在滅菌以后，由于微生物死亡，濾膜不能及時更新，便逐漸老化脫落，*終喪失除錳能力。試驗研究也認(rèn)為，除錳是生物作用的結(jié)果，除錳濾池的成熟是濾層中微生物群落繁殖代謝，達(dá)到平衡的過程。

生物除錳的工藝流程與接觸氧化除錳工藝相同，曝氣后直接過濾，流程簡單，構(gòu)筑物少，停留時間短。影響生物除錳濾池的因素比較多，在培養(yǎng)初期，濾池反沖洗的強度不宜太大，一般以10～14L／（sm2）為宜。生物除錳對pH值的要求較寬，6.0以上就能有良好的除錳效果。

（3 ）、現(xiàn)存的問題及發(fā)展

生物除鐵除錳理論已經(jīng)有較多的研究，但是在生產(chǎn)實踐中仍有不少問題存在、國外多位學(xué)者均發(fā)現(xiàn)了生物除鐵作用的存在，但是諸多試驗表明在高鐵情況下生物除鐵作用微乎其微。生物除鐵究竟存在與否，以及在怎樣的水質(zhì)條件下存在，如原水含鐵量、溶解氧含量、PH值等，均是需要進(jìn)一步探索的問題。若生物除鐵存在，則其是否比接觸氧化除鐵更有優(yōu)勢，如過濾周期是否更長，濾層含污能力是否更高等，都是對生產(chǎn)非常有意義的問題，值得繼續(xù)研究。

生產(chǎn)實踐中，個物除錳尚存在一些無法解釋的現(xiàn)象。一般來說，成熟的一級除鐵除錳濾池中，濾層上部是除鐵區(qū)，下部為除錳區(qū)。但試驗發(fā)現(xiàn)，只有在濾層表面鐵細(xì)菌計數(shù)達(dá)到105數(shù)量級時，濾池的除錳能力才成熟，可是濾層除錳帶卻常常只能到102－103數(shù)量級的鐵細(xì)菌。如果鐵細(xì)菌是除錳的主要原因，那為什么除錳作用往往發(fā)生在微生物數(shù)量較少的下層，而不是微生物數(shù)量較多的上層發(fā)現(xiàn)Fe2十是鐵細(xì)菌除錳的誘導(dǎo)因素，在沒有Fe2十存在的情況下，鐵細(xì)菌無法利用水中的Mn2＋。并且對于成熟的生物除錳濾層而言，如果連續(xù)較長時間不通入含鐵水，則濾層會逐漸喪失除錳能力，并發(fā)生漏錳現(xiàn)象，只有再通入含鐵水一段時間后濾層的除錳能力才能逐漸恢復(fù)。但是地下水進(jìn)入濾層后，F(xiàn)e2十往往在濾池上部10cm的濾層中就幾乎被全部氧化為Fe3十，下層的Fe2十含量微乎其微，即使進(jìn)水的Fe2十的質(zhì)量濃度大于15 mg／L 亦是如此。為什么大部分Mn2十的去除是在幾乎不含F(xiàn)e2十的濾層下部完成，這也是生物除錳尚無法解釋的現(xiàn)象。而試驗卻發(fā)現(xiàn)，在兩級除鐵除錳過濾中，二級除錳濾柱在一級濾柱出水Fe2十含量沒有或者很小的情況下（＜0.03mg/L＝，除錳非常穩(wěn)定，而當(dāng)二級進(jìn)水Fe2十增加時發(fā)現(xiàn)除錳濾柱出現(xiàn)異常，分層取樣為過濾開始lh后取樣，進(jìn)水亞鐵質(zhì)量濃度分別為 lmg/L和5 mg／L，PH為6.5，溶解氧大于5 mg／L。試驗發(fā)現(xiàn)，濾層中部的含錳量均超過進(jìn)水的含錳量，特別在進(jìn)水含鐵量較高時（5 mg／L）更甚，到濾層下部才逐漸降低。出現(xiàn)這種情況的原因可能是高濃度的鐵阻礙了細(xì)菌對錳的攝取，破壞了除錳濾膜的平衡，使濾膜脫落，濾層中部的含錳量從而升高。脫落的濾膜被下層濾砂吸附，錳含量又逐漸降到正常的水平。這也許就是除錳一般發(fā)生在含鐵量微乎其微的二級濾柱或一級過濾中濾柱下部的原因。迄今為止，生物除錳仍然沒有較為成熟的工藝參數(shù)，如生物除錳的經(jīng)濟濾速、極限濾速、過濾周期、更低溶解氧含量、經(jīng)濟曝氣強度等。這些數(shù)據(jù)的缺乏，使得生物除錳還沒有大量應(yīng)用。

提示；在選擇錳砂濾料前應(yīng)先對原水進(jìn)行化驗分析，根據(jù)水質(zhì)檢驗結(jié)果和出水量設(shè)計要求；選擇經(jīng)過科學(xué)試驗或者生產(chǎn)使用證明能夠獲得良好除鐵、除錳效果的天然錳砂，品種規(guī)格合適粒徑級配合理的天然錳砂做濾料，以免造成不必要的損失和麻煩。

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