一种提高生物除铁锰效能的装置及方法与流程

本发明涉及一种地下水处理装置和方法，尤其涉及一种提高生物除铁锰效能的装置及方法，属于水处理技术领域。

背景技术：

地下水中铁锰含量高，导致水体色度大、有铁腥味，给人们生产生活带来极大不便，甚至对人体健康也有一定影响。除去地下水中的铁锰是必须要解决的实际问题，因此地下水除铁锰技术一直是专家学者们研究的热点。目前，除铁锰方法主要有化学接触氧化法、加氯氧化超滤法、Fe³⁺浸泡活性炭吸附过滤法、生物活性碳吸附过滤法、生物石英砂滤层滴滤法等。其中生物法除铁锰技术工艺简单、无需添加化学药剂、能耗低、效率高，其实际效果已得到广泛认可，并已应用于生产实践。但是生物除铁锰现行工艺中滤层生物挂膜方法复杂低效，生物滤层成熟时间较长，设备体积大，效能仍有提升的空间。

技术实现要素：

为解决上述技术问题，本发明提供了一种提高生物除铁锰效能的装置及方法，使用该装置对地下水进行除铁锰，能够有效的提高生物除铁锰的效率。

本发明的技术方案是：

本发明公开了一种提高生物除铁锰效能的装置，该装置包括与原水进水管连通的跌水曝气池，该跌水曝气池的跌水高度为40～50cm，所述跌水曝气池通过水管与集水槽连通，该集水槽通过水管经第一水泵与一滤柱的入水口连通，该滤柱的底部开设有出水口，所述出水口处连通有出水管道，设有反冲洗进水管道，该反冲洗进水管道经第二水泵与出水口连通；所述滤柱的底部铺设有粒径为0.6～1.2cm卵石形成的15～20cm厚的垫层，该垫层的上部铺设有粒径为0.6～1.6mm锰砂滤料形成的65～75cm厚的滤层，其中锰砂滤料的表面接种有铁氧化菌种和锰氧化菌种。

其进一步的技术方案是：

所述跌水曝气池的跌水高度为40cm，所述垫层的厚度为15cm，所述滤层的厚度为70cm。

所述滤柱的侧壁上自上向下间隔开设有若干个取样口，该若干个取样口之间的间隔为13～18cm，且最上端的取样口距离滤层的顶部上方10～15cm。

所述滤柱的上端侧壁上还开设有溢流口，该溢流口的位置低于滤柱的入水口且高于最上端的取样口。

所述反冲洗进水管道上位于出水口与第二水泵之间处设有流量计。

本发明还公开了一种提高生物除铁锰效能的方法，该方法包括下述步骤：

(a)装置的搭建：将原水进水管与跌水高度为40～50cm的跌水曝气池连通，然后将跌水曝气池通过水管与集水槽连通，将第一水泵的进水口通过水管与集水槽连通，将第一水泵的出水口通过水管与滤柱的入水口连通；在滤柱的底部铺设粒径为0.6～1.2cm卵石形成的15～20cm厚的垫层，在该垫层的该垫层的上部铺设粒径为0.6～1.6mm锰砂滤料形成的65～75cm厚的滤层；在滤柱底部的出水口处连接一出水通道，并将反冲洗进水管道与该出水口连通，在该反冲洗进水管道上设置第二水泵和流量计；

(b)对锰砂滤料进行生物挂膜：从成熟锰砂表面分离纯化获得铁氧化菌种和锰氧化菌种，然后将获得的菌种经扩大培养制得菌液，将该制得的菌液按照液料比略大于锰砂滤料孔隙率的接菌量将菌液循环接种于锰砂滤料表面，接种循环7～8天，每天2～3次，每次停留时间为8～12小时；

(c)滤柱培养：生物挂膜结束后，将积蓄在集水槽内的由跌水曝气池进行曝气后的地下水原水通过第一水泵的作用，最初以1～1.2m/h的慢速率通入滤柱内，以后逐渐小幅提升滤速，其中滤层中的锰砂滤料成熟前的滤速不高于3m/h，其反冲洗强度为10～11L/(m²·s)，时间1.5～2.0min，周期为5～6天；共运行28～30天后滤柱中的锰砂滤料培养成熟；

(d)地下水的生物除铁锰：将积蓄在集水槽内的由跌水曝气池进行曝气后的地下水原水通过第一水泵的作用，以6～12m/h的速率通过滤柱，其反冲洗强度为12～13L/(m²·s)，时间2.5～3.0min，周期为3～4天。

其进一步的技术方案是：

步骤(a)中所述跌水曝气池的跌水高度为40cm，所述垫层的厚度为15cm，所述滤层的厚度为70cm。

步骤(b)中所述液料比为V_菌液：V_滤料＝1:3～4。

步骤(c)中地下水原水通入滤柱的最初速率为1m/h的慢速率通入滤柱内，反冲洗强度为10L/(m²·s)，时间2.0min，周期为5天；共运行30天后滤柱中的锰砂滤料培养成熟。

步骤(d)中所述反冲洗强度为12L/(m²·s)，时间3.0min。

本发明的有益技术效果是：该装置有较低滤层厚度的滤柱，采用循环停留式固定化方法将氧化铁锰的优势菌种以液料比略大于滤料孔隙度的接菌量进行生物挂膜，滤柱进行培养后进行过滤；其生物滤层成熟时间为30天，对铁锰浓度波动适应性强，滤层厚度可降低至70cm，最大滤速可提升至12m/h；在滤层10cm处，出水中铁为痕量，而锰含量在滤层55cm处降为0.05mg/L以下，高效除锰带在滤层25～40cm之间；当Fe²⁺浓度大于1.5mg/L时，出现锰的溶出现象，原因是Fe²⁺与锰砂(MnO₂)发生氧化还原反应；DO消耗实际值小于理论值，生物滤柱除铁锰不需要强曝气；除铁锰过程中，水体ORP不断升高，在ORP升高至349mV时，铁被去除；ORP升高至422mV时，锰被去除。该装置和方法能够缩短滤层成熟时间，提高生物滤柱的效能，能够为工程实践提供技术服务与理论指导，进一步推动生物法除铁锰技术的广泛应用。

附图说明

图1为本发明所述装置的结构示意图；

图2为本发明具体实施例出水Fe²⁺、Mn²⁺的含量变化图；

图3为本发明具体实施例出水DO、ORP的变化图；

图4为本发明具体实施例接菌前后铁的去除效果图；

图5为本发明具体实施例接菌前后锰的去除效果图；

其中：

1-跌水曝气池； 2-集水槽；

3-第一水泵； 4-滤柱；

5-滤柱的入水口； 6-滤柱的出水口；

7-出水管道； 8-反冲洗进水管道；

9-第二水泵； 10-垫层；

11-滤层； 12-取样口；

13-溢流口； 14-流量计。

具体实施方式

为了能够更清楚了解本发明的技术手段，并可依照说明书的内容予以实施，下面结合附图和实施例，对本发明的具体实施方式作进一步详细描述，以下实施例用于说明本发明，但不用来限制本发明的范围。

本具体实施例中所采用的提高生物除铁锰效能的装置结构参见附图1所示。该装置中曝气采用跌水曝气方式，在该装置中设置有与原水进水管连通的跌水曝气池1，该跌水曝气池的跌水高度为40cm。将跌水曝气池通过水管与集水槽2连通，集水槽2所处的水位低于跌水曝气池1，通过水管将集水槽2与第一水泵3的入水口连通，再通过水管将第一水泵3的出水口与滤柱4的入水口5连通。该装置中滤柱4的直径设置为10cm，高为120cm；以粒径0.6～1.2cm的卵石为垫层10铺设于滤柱4的底部，该垫层厚15cm；以粒径0.6～1.6mm的广西马山锰砂为滤料铺设垫层10的上方形成滤层11，该滤层11厚70cm。本具体实施例中在滤柱的侧壁上自上向下间隔开设有5个取样口，依次编号为1#、2#、3#、4#、5#，相连两个取样口之间的间隔为15cm，最上端的取样口1#距离滤层11的顶部上方10cm，这样可以在不同位置的取样口取样来测定不同滤层处出水中的铁锰浓度。在本具体实施例中在滤柱的上端侧壁上还开设有溢流口，该溢流口的位置为低于滤柱的入水口但高于1#取样口。在滤柱4的上端侧壁上开设有溢流口13，该溢流口的位置低于滤柱的入水口5且高于最上端的1#取样口。滤柱4的底部开设有出水口6，出水口6处连通有出水管道7，出水管道上可以根据实际需要设置流量计和阀门。此外在出水口6处还连通有反冲洗进水管道8，该反冲洗进水管道8上设有第二水泵9，通过第二水泵9抽取滤后水，且反冲洗进水管道8上位于出水口6与第二水泵9之间处设有流量计14和根据需要设置的阀门，其中阀门更靠近出水口6一端。

完成装置的搭建后，对滤柱4中的锰砂滤料进行生物挂膜。其具体为：从成熟锰砂表面分离纯化获得铁氧化菌种和锰氧化菌种，该分离纯化的方法为本领域现有技术，此处不再赘述，然后将获得的菌种经扩大培养制得高浓度、高活性菌液，将该制得的菌液按照液料比V_菌液：V_滤料＝1:3(略大于锰砂滤料孔隙率)的接菌量将菌液循环接种于锰砂滤料表面，每天循环2次，每次停留时间为12小时，接种循环7天，这是因为在这7天内菌株生长繁殖最快。

调控培养及运行参数，最初积蓄在集水槽2内的由跌水曝气池1进行曝气后的地下水原水以1m/h的慢滤速通入滤柱，以后逐渐小幅提升滤速。生物滤层成熟前滤速最大不超过3m/h，反冲洗强度为10L/(m²·s)，时间2min，周期为5d；生物滤层成熟后反冲洗强度为12L/(m²·s)，时间3min，周期为3～4d。控制滤柱的运行工况在6、8、10、12m/h下，每24h取水样测定铁、锰的浓度，考察铁锰含量、滤速以及滤层厚度对除铁锰效果的影响，同时考察DO、ORP的变化。

本具体实施例的实验结果参见下述。

一、生物滤柱快速启动运行

提高生物滤柱的时效，其关键在于生物滤层成熟时间能否缩短。滤柱在通水后，滤层10cm处上部的滤料逐渐变为黄色，下部逐渐变为黑色，这是由于滤柱先除铁后除锰所致。通过细菌培养计数，滤料表面附着的细菌数成指数增长。在滤层生物接种挂膜培养30d后，测定出水的铁锰浓度皆为痕量并且稳定，说明此时滤层已经成熟。与现有技术中的成熟时间60～90d相比，采用上述生物挂膜方法、接菌量及培养参数，生物滤层成熟时间明显缩短，时效性得以提高。

二、Fe²⁺浓度对除锰效果的影响

在滤层10cm处发生的锰的溶出现象，分析原因可能是由Fe²⁺与锰砂(MnO₂)发生化学反应导致的。这一反应又可能与Fe²⁺浓度的高低有关。在进水Fe²⁺浓度分别为0、0.5、1.0、1.5、2.0mg/L，其他条件如pH、DO尽可能一致的情况下，测定不同滤层深度处出水中的Mn²⁺浓度，结果如表1所示。

表1不同Fe²⁺浓度下沿滤层深度的除锰情况

由表1可知，当进水中Fe²⁺浓度高(大于1.5mg/L)时，滤层10cm处出水中锰含量高于进水即出现锰的溶出现象，而当Fe²⁺浓度低(小于1.0mg/L)时则不会出现这种现象。这说明锰的溶出现象的确和Fe²⁺浓度的高低有关。当Fe²⁺低浓度时会很迅速地在生物催化作用下被溶氧氧化，来不及与MnO₂反应，所以不会出现锰的溶出现象。只有当Fe²⁺浓度高时，Fe²⁺被溶氧氧化的同时才会有部分的Fe²⁺与锰砂表面MnO₂发生氧化还原反应，导致锰的溶出现象。

三、除铁锰过程中DO、ORP的变化

在进水pH 6.70、水温12℃、Fe²⁺3.02mg/L、Mn²⁺2.22mg/L、滤速6m/h下，分别测定不同滤层处出水的铁锰含量、DO及ORP，结果见图2、图3。

生物法除铁锰是生物细胞膜表面酶催化氧化低价还原性铁锰的一个过程。无论过程多么复杂、能量与电子传递情况怎样，但电子受体最终是水中的溶解氧。根据电子得失守恒计算理论耗氧值，会有下式成立：

c(O₂)＝0.143c(Fe²⁺)+0.29c(Mn²⁺)

当进水含Fe²⁺3.02mg/L、含Mn²⁺2.22mg/L时，由上式计算得出氧化铁锰的理论耗氧值为1.08mg/L。由图2、图3可知，经过生物滤层除去完全的铁锰后，实际溶解氧量减少0.75mg/L，耗氧实际值要小于理论值，分析可能是由于部分Mn²⁺被吸附于细菌表面形成吸附与解吸动态过程，吸附量大于解吸量导致实际耗氧量低于理论值。从图3中还可以看出，在铁锰被去除的过程中，水体ORP不断升高。这是因为Fe²⁺、Mn²⁺分别被氧化为Fe³⁺、Mn⁴⁺，[Fe³⁺]/[Fe²⁺]及[Mn⁴⁺]/[Mn²⁺]的值越来越大，所以ORP不断升高。当ORP从278mV升高至349mV时，Fe²⁺被去除；当ORP从349mV升高至422mV时，Mn²⁺被去除。由此可以根据ORP的变化来预测铁锰的去除情况。

四、滤层接菌前后铁锰的去除效果

为确定锰砂滤层过滤试验中的除铁锰是否是生物催化氧化在起主要作用，考察了锰砂滤层接菌前与接菌成熟后的除铁锰效果。在其他条件尽可能一致情况下，测定不同滤层处出水中Fe²⁺、Mn²⁺浓度，结果见图4和图5。

由图4可知，对除铁而言，接菌后滤层10cm处水中含铁量即由进水4.76mg/L下降为痕量，去除率近100％；而接菌前，在滤层同一位置，去除效果仅为11％，到25cm滤层处时仍有Fe²⁺检出。由图5可知，对除锰而言，接菌后55cm滤层处水中含锰量即由进水2.43mg/L下降为痕量，去除率为100％；而接菌前，到55cm滤层处时锰含量仍为1.63mg/L，此时去除率仅39.6％。由此可见滤层接菌成熟后，其除铁锰效果明显好于接菌前，这说明铁锰的氧化主要是在于生物催化氧化作用。

上述实验结果中明确了合适的接菌量，对培养及运行参数进一步优化，生物滤层成熟时间缩短至30d，对高铁锰浓度和高滤速适应性强，滤层厚度可降低至70cm，最大滤速可提升至12m/h；明确了铁锰去除的规律，沿滤层深度铁在0～10cm之间被去除，锰在10～55cm之间被去除，高效除锰带在滤层25～40cm处；Fe²⁺浓度大于1.5mg/L时，存在铁与锰之间的氧化还原反应，导致锰的溶出现象；试验中DO消耗实际值小于理论值，生物法除铁锰不需要强曝气。除铁锰过程中，ORP不断升高。当ORP升高至349mV，铁被去除；当ORP升高至422mV时，锰被去除。

以上所述仅是本发明的优选实施方式，并不用于限制本发明，应当指出，对于本技术领域的普通技术人员来说，在不脱离本发明技术原理的前提下，还可以做出若干改进和变型，这些改进和变型也应视为本发明的保护范围。