（市政工程专业论文）地下水生物除锰及影响因素的研究.pdf

c i a s s i f i e dl n d e ： u d c ： x 5 2 3 y 1 8 0 3 0 考百。 d i s s e r l a l i o nf o rl h em a s l e rd e g r e ei ne n g i n e e r n g s t u d yo nb i o l o g i c a l m a n g a n es er e m o v a lf r o m g r o u n d ，a l t e ra n di t se f f e c t i n g f a c t o r s c a n d i d a t e ： s u p e r v i s o r ： h u a j i f e n g p r o l ij i n c h e n g a c a d e m i cd e g r e e a p p l i e df o r ：m a s t e ro fe n g i n e e r i n g s p e c i a l 钾： d a t eo fo r a le x a m i n a t i o n ： u n i v e r s 蚵： m u n i c i p a le n g i n e 甜n g d e c e m b e r2 0 0 9 q i n g d a ot e c h n 0 1 0 9 i c a lu n i v e r s 毋 硕士学位论文 地下水生物除锰及影响因素的研究 学位论文答辩日期： 指导教师签字： 答辩委员会成员签字： 青岛理工大学 目录 摘要i a b s t r a c t i 第1 章绪论1 1 1 引言1 1 2 地下水中锰的性质及危害2 1 2 1 地下水中锰的来源及性质2 1 2 2 锰的危害3 1 2 3 生活饮用水和工业用水中锰的浓度标准3 1 3 常规除锰技术4 1 3 1 自然氧化法除锰4 1 3 2 药剂氧化法除锰5 1 3 3 接触氧化除锰技术7 1 4 生物除锰技术8 1 4 1 生物氧化除锰的机理8 1 4 2 锰细菌及其研究现状9 1 4 3 生物氧化除锰的优点1 l 1 4 4 生物氧化除锰的研究现状1 1 1 5 本课题的研究内容1 2 第2 章试验研究方法及材料 青岛理工大学 2 1 试验用水1 3 2 2 试验装置1 3 2 3 试验方案1 4 2 4 菌种的选择1 5 2 5 试验测试项目及检测方法1 6 第3 章生物除锰滤柱的启动。1 7 3 1 启动的方式1 7 3 1 1 营养液配制1 7 3 1 2 生物除锰滤柱的接种1 8 3 2 生物除锰滤柱的成熟2 0 3 2 1 培养实验条件的控制2 0 3 2 2 实验培养结果2 1 3 2 3 活性滤膜中的微生物2 6 3 3 小结2 7 第4 章生物除锰影响因素的分析与讨论2 9 4 1 滤速的影响2 9 4 2p h 值的影响3 0 4 3 有机物的影响3 2 4 2 1 投加有机物前后的试验结果分析3 2 4 2 2 投加不同浓度的有机物的结果与分析3 3 4 2 3 生物除锰滤柱对有机物的去除特性分析3 7 4 4 滤柱短期停用对生物滤柱除锰效果的影响4 0 1 1 青岛理工大学 小结4 0 第5 章生物除锰滤柱对高浓度含锰水的去除特性试验研究4 2 5 1 锰浓度为3 4 m g l 时的去除结果和分析4 2 5 2 锰浓度为4 5 m g l 时的去除结果与分析4 4 5 3 锰浓度为5 6 m g l 时的去除结果和分析4 6 d 、2 吉4 6 结论与建议 4 9 参考文献5 2 附录a i i i 青岛理工大学 摘要 我国很多地区的地下水含锰量严重超标，本课题在实验室通过模型滤柱试验， 研究了含锰地下水的生物氧化除锰的特性。试验对生物除锰的启动进行了研究； 并对p h 、滤速、有机物、滤柱的短期停用等因素对生物除锰的影响进行了研究； 试验还研究了高浓度含锰水的生物去除效果和特性。通过试验研究，主要得出如 下结论： 1 、生物除锰的启动试验结果表明，石英砂滤柱在接种成熟滤料洗脱液的启动 方式下，成熟的时间为3 7 天，可以有效的去除原水中的锰，出水合格而且稳定。 在自然培养的方式下，石英砂滤柱经过近两个月的运行，对锰的去除率在 3 0 乡扣4 0 之间，没有生成生物除锰活性滤膜。生物滤膜显微镜照片显示生物滤膜 内除锰细菌以杆状菌居多并有相当数量的细菌同时联结成长链，而且成为滤层中 的优势菌群。 2 、实验分别研究了滤速、p h 、有机物、滤池短期停用等因素对生物除锰滤柱 的影响。滤速影响的实验结果表明，随着滤速的增加，滤柱下部的含锰量逐渐增 加；本实验条件下，滤速最高只能提高到1 3 m h ，否则，出水锰含量开始超标。 在研究p h 对生物除锰的影响方面，生物过滤除锰对p h 值有较强的适应能力，当 p h = 5 2 瑚7 时，生物滤柱即有很好的除锰效果，出水含锰量可一直稳定维持在 0 1 m g l 以下，但当p h 9 0 时才会发生化学氧化作用。在p h 处于7 5 9 o 之间时，在化学催化剂的作用下可以产生接触催化氧化。在中性和 偏酸性的条件下，主要为生物氧化作用。 1 2 2 锰的危害 地下水是少受污染的优良饮用水，但是往往有些地区地下水中含有过量的 锰。地下水中锰含量过高会给人类的生产和生活带来一系列不良影响。 对人体的影响：在我国职业性接触毒物危害程度分级中锰及其无机盐 类被列为极度危害物质( 1 级) ，并且经实验验证是致癌物质【5 1 。锰的过量摄入对 人体是有慢性毒害的，尤其在以含铁含锰地下水为主要饮用水源的地区，人们 常年饮用含铁含锰水，人体所受危害的隐患是可想而知的。所以在供水上应尽 可能地对水源中的铁、锰进行处理，使饮用水中的铁、锰含量降低甚至完全去 除掉。 对生活用水的影响：铁和锰都能产生色度，锰所形成的色度是相同浓度铁 所形成色度的1 0 倍3 1 ，所以锰对衣物和卫生器皿的污染能力很强。水中含有过 量的锰，在洗涤的衣物和光洁的卫生器具表面能附着上黄褐色的锈斑，给人们 生活带来诸多不便。 对工业用水的影响：含锰地下水作为洗涤用水或生产原料时会降低产品的 白色、光泽、颜色鲜艳性等质量，甚至会影响设备的正常运行，对纺织、印染、 针织、钛白粉和胶卷等行业影响尤为突出。水中的铁和锰能固着于纤维上，在 纺织品上产生锈色斑点。染色时，铁和锰能与染料结合，使色调不鲜艳。 对给水管道的影响：铁锰沉淀物会逐渐积累在输水管道壁上，从而使管径 变小，输水能力降低。当沉淀物剥落下来时，会发生水质在短时变“黑水”或 “黄汤的问题，甚至堵塞水表及用水设备。此外，铁锰细菌和硫酸盐还原菌 共生，能加速金属管道的腐蚀。 对水处理的影响：随着水处理设备的长期运行，铁锰沉淀物会固着于滤料 或者离子交换树脂上，影响设备的正常运行。对电渗析交换膜的沉淀危害尤其 大。 1 2 3 生活饮用水和工业用水中锰的浓度标准 青岛理工大学 我国的生活饮用水卫生标准( g b 5 7 4 9 8 5 ) 和2 0 0 1 年卫生部正式公布的 生活饮用水卫生标准中规定锰的含量最高不超过o 1 m g 几，总铁为0 3 m g 几。 表卜l 为一些代表性地区饮用水中锰含量的标准。 表l 一1 一些国家饮用水中锰含鼍的标准( m g l ) 水中存在的铁、锰，对工业而言是有百害而无一利的，因此在任何情况下， 都希望水中铁、锰的含量越少越好。经过研究，日本学者建议各种工业用水的 铁、锰标准如表l 一2 所示嘲。 表1 2 部分- t 业用水的铁锰标准( m g l ) 1 3 常规除锰技术 1 3 1 自然氧化法除锰 自然氧化法包括曝气、氧化反应、沉淀、过滤等一系列复杂的流程。曝气 4 青岛理工大学 是先使含锰地下水与空气充分接触，让空气中的氧气溶解于水中，同时大量地 散除地下水中的c 0 2 ，以提高p h 值。地下水中m n 2 + 与空气中的氧气接触后发生 如下的反应： m n 2 十+ 1 2 0 2 + h 2 0 = m n 0 2 + 2 h + ( 1 2 ) 锰是过渡性元素，锰的氧化还原电位高于铁，m n 2 + 比f e 2 + 难以氧化。在溶 解氧充足的条件下，水的p h 值对铁、锰的氧化速率的影响起决定性作用。地下 水经曝气后，p h 值范围一般在6 o 一7 5 之间。应用研究结果表明【8 】，f e 2 + 在这一 p h 范围内自然氧化速度较快，f e 2 + 氧化为f e 3 + 并以f o h ) 3 形式析出，再通过沉 淀、过滤得以去除。m n 2 + 则需将水的p h 值提高到9 5 以上时自然氧化速度才明显 加快，在实际应用中甚至通过强曝气设施，尽最大可能地散除地下水中的c 0 2 ， 来提高p h 值也不能达到这一条件，有时为了提高p h 值，需向地下水中投加碱( 如 石灰) ，使工艺流程更复杂，处理后水的p h 值太高，需酸化后才能正常使用，进 一步增加了管理难度及运行费用。该工艺系统复杂，设备庞大，投资多，且除 铁、锰效果不甚理想。 1 3 2 药剂氧化法除锰 1 、氯气( c 1 2 ) 氧化法【1 】 氯气氧化法其原理是先向含锰水中通入足够的氯气，当水流过滤砂表面覆 着着m n 0 ( o h ) 2 的砂滤层时，水中的m n 2 + 在接触催化剂作用下迅速氧化为m n 4 + 并和滤砂表面原有的m n o ( o h ) 2 形成某种化学结合，新生的m n o ( o h ) 2 继续催 化氯气对m n 2 + 的氧化反应，从而使反应得以继续。 吸附反应： m n ( h c 0 3 ) 2 + m n o ( o h ) 2 = m n 0 2 m n o + 2 h 2 0 牛2 c 0 2 ( 1 3 ) 再生反应： m n 0 2 m n 0 牛3 h 2 0 牛c 1 2 = m n o ( o h ) 2 + 2 h c l ( 1 4 ) 总反应： m n o ( o h ) 2 + m n ( h c 0 3 ) 2 + h 2 0 + c 1 2 = 2 m n o ( o h ) 2 + 2 h c l + 2 c 0 2 ( 1 5 ) 此方法的优点是氯气制备方便，成本低，氯气既是消毒剂，同时也是氧化 剂。缺点也比较明显，当原水中含有有机物时，会产生氯仿等有害物质，影响 青岛理工大学 出水水质。 2 、二氧化氯( c 1 0 2 ) 氧化法【1 6 】 二氧化氯较氯气能更快地氧化水中的m n 2 + ，其反应式如下： 2 c 1 0 2 + 5 m n 2 + + 6 h 2 0 = 5 m n 0 2 ( s ) + 1 2 h + + 1 2 c l 。 ( 1 6 ) 3 、臭氧( 0 3 ) 氧化法【1 】 臭氧是一种很强的氧化剂，在比较低的p h 值( 6 5 ) 和无催化剂的条件下， 也可以使二价锰完全氧化： 2 【1 1 2 + + 2 0 3 + 4 h 2 0 - = 2 m n o ( o h ) 2 + 2 0 2 + 4 h + ( 1 7 ) 在使用过程中，应当控制臭氧的投加量，因为过量的臭氧可能会将锰氧化 为m n 0 4 。，而m n 0 4 。容易穿过滤池，进入输水管线。m n 0 4 可能在管网中被还原 为二氧化锰，使水呈现黄色，影响出水水质。研究结果显采2 8 1 ，由于在水中的 氧化反应较复杂，单纯采用臭氧氧化法不能十分有效地去除水中的锰。 臭氧具有强氧化性，可以氧化多种化合物，而且消耗量少，速度快，同时 不产生污泥，用于处理饮用水，工业废水与循环冷却水，杀灭细菌和病毒的效 率远高于氯消毒，而且不会产生二次污染，水中的色度、嗅、味、铁、锰等物 质同时被去除。 其缺点是臭氧发生装置价格昂贵，成本较高。用臭氧去除铁、锰时，可将 臭氧投入水中或砂滤池前，并要保证一定的接触时间，因此要有接触室，增加 投资。 4 、i 1 0 4 化学氧化法【1 6 】 将高锰酸钾投加到含有二价锰离子的水中可直接将二价锰离子( m n 2 。) 氧化 为m n 0 2 ，而高锰酸钾本身则被还原为m n 0 2 ，生成的m n 0 2 经混凝沉淀过滤去 除。工艺流程为：曝气一k m n 0 4 化学氧化一沉淀一过滤。洫0 4 的氧化反应 公式如下： 3 m 一。+ 2 m n 0 4 + 2 h 2 0 = 5m n 0 2 + 4 h 十 ( 1 8 ) 使用i 1 0 4 的主要优点：当原水中含有有机态铁、锰或其它有机物以及氨 氮含量较高时，不会产生卤代烃副产物。反应速度快，它比氯气快很多倍。同 时，反应速度相对来说不受h + 浓度的影响。其缺点是：成本较高。 除以上方法外，还有很多除锰的方法，比如：离子交换法、电解法、混凝 6 青岛理工大学 法等。但由于这些方法都存在种种的缺点，实际应用比较少，在此不一一介绍 了。 1 3 3 接触氧化除锰技术 二十世纪五十年代末起，我国科学工作者对除锰技术进行了广泛的研究和 实践；到了七十年代，在接触氧化除铁的基础上发展了天然锰砂接触氧化除锰 工艺；上世纪八十年代初，在对接触氧化法除锰的规律有了一定的认识后，我 国科学工作者提出了接触氧化除锰的工艺流程和技术条件，使接触氧化除锰工 艺迅速在国内推广。 李圭白院士的研究表明n 1 ，含锰地下水曝气后经滤层过滤，能使高价锰的 氢氧化物逐渐附着在滤料表面上，形成锰质滤膜，使滤料成为黑色或暗褐色的 “锰质滤砂”。这种自然形成的成熟滤砂具有接触催化作用，可大大加快锰的氧 化速度，使水中二价锰在比较低的p h 条件下就能被溶解氧氧化为高价锰而从水 中去除。这种在熟砂接触催化作用下进行的氧化除锰过程，称为曝气接触氧化 法除锰。在滤料表面形成的具有催化活性的氢氧化锰滤膜，称为“锰质活性滤 膜”。 实验表明，新滤料都有一定的除锰能力，这是由于新滤料能吸附水中的二 价锰离子的缘故。随着除锰过程的进行，在滤料表面逐渐形成锰质活性滤膜， 出水水质慢慢改善。其除锰过程是水中的二价锰离子首先被锰质活性滤膜吸附， 然后再被溶解氧氧化。随着时间的推移，滤料表面膜物质越积越多，滤层的接 触氧化除锰能力越来越强。当接触氧化能力的增加速率超过吸附氧化除锰的衰 减速率时，滤层出水含锰量开始下降；从而使出水含锰量出现一个峰值，峰值 过后，滤层便以接触氧化除锰为主，当出水含锰量降至( 5 时，生物滤柱的除锰效率将不受p h 变 化的明显影响。 4 3 有机物的影响 天然含铁、锰地下水中常含有各种有机物【2 8 1 。本实验主要研究地下水中的 有机物对生物过滤除锰效果的影响。由于实验条件的限制，同时为了便于实验 控制和测定数据，本实验通过投加葡萄糖配制实验用水，初步探讨有机物的浓 度等因素对生物除锰的影响规律。 4 2 1 投加有机物前后的试验结果分析 试验通过对投加葡萄糖前后进行分层取样，比较出水锰浓度等，分析投加 葡萄糖( 投加3 m l 葡萄糖) 对生物过滤除锰的影响。试验结果见图4 5 所示。 进水锰浓度在1 4 m l 左右，通水后2 0 小时后进行分层取样，l 样取样口处( 即 滤层表面下1 0 c m 处) 出水锰含量就从未加葡萄糖时的1 0 2 m l 下降到投加葡 萄糖后的0 4 9 m l ，其去除率从2 7 1 升至6 0 2 。有效滤层厚度由9 0 锄变 为5 0 伽。 ，、 j 吕 - 蜊 姻 1 5 l o 5 o o1 03 05 0 7 0 9 0 出水 滤层厚度( cm ) 图4 5 投加葡萄糖前后m n 2 + 浓度分层取样结果 试验结果表明：少量葡萄糖的投加对生物氧化除锰有一定的促进作用。这 可能是由于锰细菌里除了嘉利翁氏菌( g a l l l o n e l l a s p ) 和氧化亚铁硫杆菌两种铁 菌是专性自养菌外，少部分是兼性自养菌，如褚色纤发菌( l e p t o t h r i x o c h r a c e 3 2 01 03 05 07 09 0 出水 滤层厚度( c m ) 图4 6 投加葡萄糖( 3 m g l ) 的m n 2 + 浓度分层取样结果 青岛理工大学 一 雪 一 创 蠖 龋 1 4 2 1 o o1 03 05 07 09 0 出水 滤层厚度( c m ) 图4 7 投加葡萄糖( 5 m g ，l ) 的m n 2 + 浓度分层取样结果 1 2 广 1 毫o 8 酱 o o 6 黔4 耀0 2 o o 1 03 0 5 0 7 09 0出水 滤层厚度( c m ) 图4 8 投加葡萄糖( 7 m g 几) 的m n 2 + 浓度分层取样结果 试验结果表明：随着葡萄糖浓度的增大，滤柱出水锰的浓度始终都是痕量， 但生物除锰滤柱有效滤层厚度由9 0 c m 减少为7 0 c m ，有时甚至为5 0 c m 。当投 加葡萄糖浓度为3 m l 时，3 号取样口( 即5 0 c m 滤层) 1 小时后取样的去除率 为4 3 3 l ，2 0 小时后的去除率提高为8 7 5 0 ；当投加浓度为5 m l 时，3 号 取样口( 即5 0 c m 滤层) l 小时后取样的去除率为7 4 6 3 ，2 0 小时后的去除率 提高为8 0 1 0 ；当投加浓度为7 m l 时，3 号取样口( 即5 0 c m 滤层) l 小时 一 青岛理工大学 - _ i l i _ - l _ _ l l i - l i i i _ - l l _ _ - i - _ l _ - _ - _ l i _ - _ l _ _ i _ _ i l - l _ _ _ _ _ _ 后取样的去除率为8 0 2 9 ，2 0 小时后的去除率提高为9 4 3 l 。 2 q1 5 凹 置 v l 型 秘5 o 1 4 1 2 拿 1 普o 8 - 蜊0 6 蠖o 4 滞0 2 o o 3 05 07 0 9 0 出水 滤层厚度( c m ) 图4 9 不同葡萄糖浓度在通水后l 小时的出水锰浓度分层结果 o 3 05 07 09 0 出水 滤层厚度( c m ) 图4 一l o 不同葡萄糖浓度在通水后2 0 小时的出水锰浓度分层结果 分别比较图4 9 不同葡萄糖浓度通水1 小时后和图4 1 0 通水2 0 小时后的 分层取样结果也可以看出：随着葡萄糖浓度的增加，锰含量去除曲线也变得越 3 5 来越陡峭，生物滤柱的有效滤层厚度由9 0 c i i l 减少为5 0 c m 。正是葡萄糖的加入， 为一部分锰细菌提供了碳源，从而促进了生物除锰滤柱中的锰细菌更好地发挥 其生物氧化作用。 2 34 图4 一l l 投加葡萄糖过滤周期图 1 一未加葡萄糖的过滤周期 3 一投加5 m l 葡萄糖的过滤周期 一1 雹 。 水 辎 孰 2 0 2 一投加3 m l 葡萄糖的过滤周期 卜投加7 m l 葡萄糖的过滤周期 时间( h ) 图4 1 2 投加葡萄糖水头损失变化图 3 6 l。i_fj，rii广l 0 0 0 0 0 0 0 o o 8 7 6 5 4 3 2 l 5 星蓉煺捌 分层取样， 的去除效 0 滤层厚度( c m ) 图4 一1 3 投加葡萄糖( 3 m g 1 ) 的c o d m 。值分层取样结果 出水 图4 1 3 结果表明：随着通水时间由l 小时延长到2 0 小时，生物除锰滤柱 对水中c o d m l l 的去除率由3 5 5 6 逐渐升高到4 6 5 3 ；通水2 0 小时后，出水 c o d m n 降为2 6 2 m l 。这可能是由于生物滤柱能通过吸附、生物降解等作用， 去除部分有机物。部分锰细菌在氧化锰的过程中能利用葡萄糖作为碳源，把葡 萄糖分解为二氧化碳和水，最终去除葡萄糖。由于饮用水中有机物浓度较低 ( m l 数量级) ，有利于贫营养微生物如芽孢杆菌、纤毛菌等的繁殖。这种微 3 7 青岛理工大学 生物具有很大的比表面积，具有很小的最大微生物比增大速率、很低的内源呼 吸速率常数( b ) 和很小的饱和常数( k ) ，对水中的微量有机物具有很大的亲和力， 因此在过滤过程中可以去除部分有机物。 在生物滤柱内，有机物的去除随着滤层厚度的增加而升高，因为滤层厚度 的增加也意味着接触时间的增加，而接触时间的增加可以使微生物更充分地降 解有机物。从图中可以看出，在滤层上部3 0 c m 处c o d m 。的去除率已达到总去 除率的9 0 以上，说明微生物主要富集在滤层上半部3 0 c n l 内，这部分滤料发 挥着主要的生物降解和吸附作用。产生以上现象的原因主要是由于饮用水源中 有效基质浓度比较低，水中可被微生物利用的有机物、铁和锰沿着水流方向不 断被微生物降解、吸收和利用，到达下半部分后，水中营养已经不足，满足不 了大量微生物对营养的要求，因此在滤层的下半部分没有生成大量的有较强降 解能力的菌胶团，故在滤层下半部分有机物的去除效果不甚明显。 5 4 i3 昌 差2 o u 1 0 01 0 滤层厚度( c m ) 9 0 出水 图4 一1 4 投加葡萄糖( 5 m g i ) 的c o d m 值分层取样结果 图4 一1 4 结果表明：当葡萄糖浓度为5 m l 时，通水l 小时后，进出水c o d m n 由4 8 0 m l 降为3 6 9 m l ，此时去除率仅为2 7 7 4 ；通水6 小时后进出水 c o d m i l 由4 8 4 m g l 降为3 1 2 m l ，此时去除率最高，为3 5 4 6 ；当通水2 0 小时后，此时c o d m n 的去除率与通水1 小时后的锰的去除率接近。 青岛理工大学 6 一 d 之4 b o 三3 c 兰 昌2 ( _ ) 1 0 + 通水2 0 小时后 卜 01 03 05 07 0 9 0 出水 滤层厚度( c m ) 图4 1 5 投加葡萄糖( 7 m g ，1 ) 的c o d m n 值分层取样结果 从图4 一1 5 结果可以看出：当葡萄糖浓度为7 m l 时，c o d m n 值的分层取 样结果随着通水时间由l 小时增加到2 0 小时的变化与投加葡萄糖浓度为5 m l 时的变化情况相似，有机物总的去除率在2 0 3 5 。最终出水c o d m n 值高于 生活饮用水卫生标准g b 5 7 4 9 2 0 0 6 中规定的最低c o d m 。( 3 m l ) ，出水已 经不合格。 6 5 拿4 b 0 s3 c 砉2 u l o o1 0 3 05 07 09 0 出水 滤层厚度( c m ) 图4 一1 6 不同葡萄糖浓度在通水后l 小时的c o d m 。值分层结果 从上面的图4 1 6 我们可以知道：通过改变葡萄糖浓度，比较通水1 小时 后c o d m n 的去除率，投加3 m l 葡萄糖的去除率为3 1 1 1 ；投加5 m l 葡萄 3 9 青岛理工大学 糖的去除率为2 3 7 4 ；投加7 m l 葡萄糖的去除率为2 2 1 2 。这主要是因为 过滤初期当起始浓度较低时，浓度越高则吸附速率越高，去除率越高，但超出 一定的浓度后，由于吸附速率总是有限的，故去除率会降低。 4 4 滤柱短期停用对生物滤柱除锰效果的影响 由于学校放假，生物滤柱停用了2 3 天。滤池停用前将3 群生物滤柱内的水排 空。然后重新通入与停用前基本相同的水质，并对滤柱进行正常的反冲洗，恢 复时的试验条件：迸水含锰量为o 6 0 1 5 0 m l ，p h 为6 5 7 0 ，f e 2 + 小于 o 1 m l ，滤速为8 m l l ，d o 为5 0 6 0 m l 。过滤开始后，分别在om i n 、1 2 m i n 、 3 0 m i n 、1 h 、2 h 、3 h 、等时刻取样进行测定分析。试验结果如图4 1 7 ： p h b o g 蜊 避 炳 一 口 甘c o o 吲n hdhe q 时间( h ) 图4 一1 73 4 生物滤柱恢复后进、出水锰浓度 从图4 1 7 可见，生物滤柱恢复初期的出水锰浓度大于0 1 0 m 玑，但在过滤 开始3 h 后出水锰浓度达到0 1 0 l l l l 以下，8 h 后达到0 0 5 m 虮以下。此后连续 7 天测定锰浓度结果一直保持在0 0 5 m l 以下。而在正常运行期间，反冲洗后 过滤不到2 0 血n 的出水就达到0 1 0 m l 以下。以上情况说明滤池较长时间的关 闭对生物滤柱的活性影响很小，对除锰效果虽然产生一定的影响，但影响是短 时的。 小结 本章主要研究了生物培养滤柱培养成熟并稳定运行后，滤速、p h 、有机物 - i i 耵n _-_-l 一 -_-_l 曲。il如兰 6 4 2 l 8 6 4 2 0 l l l 儿l i 眦 青岛理工大学 等因素对生物除锰效果的影响。主要得出如下结论： 在研究滤速的影响方面，随着滤速的增加，即接触时间的减少，滤柱下部 的含锰量逐渐增加；本实验条件下，滤速最高只能提高到1 3 i 眺，否则，出水 锰浓度开始不达标。 在研究p h 对生物除锰的影响方面，实验结果表明：进水p h 5 2 时，生物滤柱的除锰效率 将不受p h 变化的明显影响。 在研究有机物对生物除锰的影响方面，实验中，投加了三种不同浓度的葡 萄糖，然后测定滤层深度方向的除锰效果，并测定滤层出水c o d m n ，得出如下 结论： ( 1 ) 葡萄糖的投加对生物除锰有促进作用，由于葡萄糖的投加，生物除锰 达标取样口逐渐上移。比较不同葡萄糖浓度在通水l 小时后的出水锰浓度分层 结果可以看出，滤层达标深度由9 0 c m 逐渐变为7 0 c m 。 ( 2 ) 投加葡萄糖后过滤周期缩短，而且随着葡萄糖投加量的增加，周期越 来越短。投加葡萄糖后水头损失变化更明显，而且随着葡萄糖浓度的增加，水 头损失变化更加陡峭。 ( 3 ) 葡萄糖的投加对出水水质有一定的影响，随着投加浓度的增大，出水 c o d m n 值逐渐增大而不达标。本实验条件下，生物除锰滤柱对葡萄糖的去除率 在2 0 一4 0 之间。比较不同葡萄糖浓度在通水后l 小时的出水c o d m n 值分层 结果可以得出，随着葡萄糖浓度由3 m l 增加到7 m l ，总去除率则由3 1 1 1 下降为2 2 1 2 。 实验过程中，生物除锰滤柱停用了2 3 天，然后再恢复运行。定时取样结果 显示，开始时出水锰含量超标，但3 小时后出水锰含量降到了o 1 m l 以下，8 小时后，出水锰含量达到0 0 5 m l 。滤柱停用2 3 天对生物除锰影响不大，生 物除锰效果恢复很快。 4 l 青岛理工大学 第5 章生物除锰滤柱对高浓度含锰水的去除特性试 验研究 一般地下水锰含量为0 5 1 嘶l ，经单级生物除锰过滤能够很好的去除。 但也有些地区地下水中锰浓度很高，属于高浓度含锰水，例如东北地区黑龙江 省，该省以高铁高锰的地下水而著称，已经发现的铁的含量最高超过6 0 m l ， 锰的含量最高是5 m l 。辽宁省铁的含量最高是1 8 m l ，锰的含量最高是 4 m l 。现阶段对高浓度含锰水的生物去除特性的研究比较少，本实验通过考 察高浓度含锰水的生物去除特性，为二级乃至多级生物除锰的实际运行提供必 要的参考。 5 1 锰浓度为3 4 m l 时的去除结果和分析 3 5 3 qz5 警 2 蜊1 5 蠖l 炳 o 5 9 8 5 0 9 8 0 0 、 9 7 5 0 芭 斛 9 _ 7 o o 篮 稍 9 6 5 0 0 t = = = = 型t = = = = = 士= = = = = = = = = = 曼= = = 一9 6 0 0 2468l o1 2 时间( h ) 图5 一l 滤速为4 n l l l 时锰的去除效果 4 2 青岛理工大学 3 5 3 q2 5 誉 2 划1 5 蠖1 耀 0 5 0 ，- 、 j b 0 昌 、_ 蜊 蠖 耀 24681 01 2 时间( h ) 图5 2 滤速为8 油时锰的去除效果 1 0 0 0 0 9 0 0 0 踟0 0 7 0 o o 、 印0 0 琶 5 0 0 0 m 1 4 錾 3 0 0 0 永 2 0 0 0 1 0 0 0 0 o o 时间( h ) 图5 3 滤速为1 2 m l i 时锰的去除效果 一、 长 _ 褂 笾 稍 从图5 一l 、5 2 、5 3 中可看出，当滤速为4 r 眺时，出水含锰量浓度逐 渐降低，而且出水锰浓度在o 1 m l 以下，出水锰含量浓度也在达标范围内， 去除率由9 6 9 5 提高到9 8 3 3 ；当滤速为8 m i l 时，去除率仍然在7 9 以上， 但出水锰浓度随着通水时间的增加而升高，通水8 小时后，出水锰浓度达到 o 3 1 8 m l ，出水开始不合格；当滤速提升到1 2 l 砒，出水锰浓度由1 1 5 m l 增加到1 9 0 m l 。这说明锰浓度在一定范围内变化时，生物滤柱对锰有稳定的 4 3 青岛理工大学 去除效果。 、 - _ b o e 蜊 蠖 耀 5 4 o o 1 03 05 0 7 09 0 滤层厚度( c m ) 图5 4 除锰滤柱分层取样结果 从图5 4 可以看出：除锰滤柱分层取样结果显示，随着滤速从4 m 增加 到1 2 i 肌，锰的去除率由9 9 4 3 降为5 0 6 5 。1 4 取样口( 即l o 锄滤层) 的去 除率由7 9 4 3 降为2 0 0 6 。 5 2 锰浓度为m g l 时的去除结果与分析 2 4681 01 2 时间( h ) 图5 5 滤速为4 m l i 时锰的去除效果 8 4 0 0 8 2 0 0 8 0 0 0 7 8 0 0 弓 7 6 o o 鐾 7 4 0 0 稍 7 2 0 0 7 q0 0 6 5 4 3 2 l o 13mv越蛏耀 青岛理工大学 4 5 4 3 3 5 瓷3 口 o2 5 型2 蠖1 5 蟮l o 5 0 、8 0 0 0 4681 01 2 时间( h ) 图5 6 滤速为8 m h 时锰的去除效果 7 0 0 0 印0 0 5 0 0 0 主 _ 4 0 0 0 槲 3 0 0 0 篮 2 0 0 0 水 l o 0 0 0 0 0 时间( h ) 图5 7 滤速为1 2 n l h 时锰的去除效果 一、 术 - 槲 笾 啪 从图5 5 、5 6 、5 7 中可以看出：当滤速为4 m 时，出水含锰量浓度 在1 m l 左右，去除率在7 2 8 2 范围内；当滤速为8 n l l l 时，去除率先由 6 5 2 9 增加到7 1 9 9 ，然后又下降为4 5 0 5 ，在测定时段内，通水1 2 小时后， 出水锰浓度最高，达到2 5 m l ，出水进一步恶化；当滤速提升到1 2 i n l l ，去除 率呈现出和滤速为8 m m 时的去除率相似的变化规律，即去除率先有所提高然后 再下降，通水6 小时取样时的去除率最高，为6 0 5 2 ，最低去除率为3 1 8 2 ， 出水锰浓度最低为1 7 m l ，最高出水浓度为2 8 3 m l 。 4 5 青岛理工大学 、 j b o 吕 蜊 装 耀 0l o3 0 5 07 09 0 滤层厚度( c m ) 图5 8 除锰滤柱分层取样结果 图5 8 表明：与进水锰浓度为3 4 m l 时的变化规律相似，去除率随着 滤速的升高而降低，随着滤速从4 砌，h 增加到1 2 m ，锰的去除率由8 1 9 1 降 为4 0 7 7 。1 群取样口( 即1 0 c i i l 滤层) 的去除率由3 9 5 7 降为1 8 8 7 。 5 3 锰浓度为弘6 m g l 时的去除结果和分析 时间( h ) 图5 9 滤速为4 m l f h 时锰的去除效果 9 3 0 0 9 2 0 0 9 1 0 0 9 0 0 0 8 9 0 0 集 8 8 o o 。 8 7 0 0糌 8 6 o o篮 8 5 0 0悄 8 4 o o 8 3 0 0 8 2 0 0 青岛理工大学 24681 0 1 2 时间( h ) 图5 1 0 滤速为8 m l l 时锰的去除效果 8 0 o o 7 0 0 0 6 0 0 0 5 0 0 0 集 4 0 0 0，、， 付 砸0 0 篷 2 0 o o 米 1 0 o o 0 0 0 时间( h ) 图5 一l l 滤速为1 2 m l l 时锰的去除效果 永 _ 料 篮 稍 从图5 9 、5 1 0 、5 1 1 中可看出：当滤速为4 l 砒时，出水含锰量浓度 在1 m l 以下，去除率先由9 0 5 3 降为8 5 7 7 然后又升高为9 1 7 2 ；当滤速 为8 m 时，去除率由6 9 6 8 下降为4 1 6 7 ，在测定时段内，通水6 小时后， 出水锰浓度迅速增高，最高达到3 1 5 m l ；当滤速提升到1 2 舢，通水6 小时 后，出水锰浓度迅速增高，最高为4 1 m l ，去除率由5 6 3 9 降为2 0 3 9 。 4 7 7 6 5 4 3 2 l o 1暑v越避蟮 青岛理工大学 ol o3 05 07 09 0 滤层厚度( c m ) 图5 一1 2 除锰滤柱分层取样结果 从图5 一1 2 可以看出：去除率随着滤速从4 m 增加到1 2 桃，锰的去除率 由7 5 3 9 降为2 3 1 1 。1 群取样口( 即1 0 c i i l 滤层) 的去除率由3 6 3 降为7 4 8 。 小结 单级生物除锰滤柱对高浓度锰的去除效果有限，出水水质随着锰浓度的增 高逐渐恶化。本实验条件下，进水浓度一定时，随着滤速的增大，生物滤柱的 去除率逐渐减小。滤速一定时，随着进水锰浓度的增大，水头损失逐渐增大， 过滤周期不断变短，出水水质恶化。 青岛理工大学 结论与建议 在本实验过程中，主要对以下三个方面进行了试验研究： ( 1 ) 对生物除锰的启动进行了试验研究，并对生物膜中的锰细菌的存在状 态进行了研究。 ( 2 ) 对滤速、p h 、滤柱短期停用、有机物等生物除锰的影响因素进行了 试验研究。 ( 3 ) 对高浓度含锰水的生物去除特性进行了初步研究。 通过以上试验研究主要得出了以下结论： ( 1 ) 本实验2 拌滤柱通过循环进水接种的方式，使含有大量锰细菌的成熟滤 料的洗脱液固定在石英砂表面，投加配制好的营养液，尽量创造有利于微生物 生长繁殖的条件，使滤柱在运行3 7 天后生物除锰滤膜就已经成熟，出水合格而 且稳定。生物滤柱培养成熟后，随着滤层深度的增加，锰到去除率逐渐增大。 滤层深度为7 0 c m 时，锰得去除率接近9 0 。以石英砂为滤料的除锰滤柱在未接 种微生物的情况下，经过两个多月的自然培养，对锰的去除率始终在3 0 4 0 之间，出水不合格。生物滤膜显微镜照片显示生物滤膜内除锰细菌以杆状菌居 多并有相当数量的细菌联结成长链，而且成为滤层中的优势菌群。 ( 2 ) 实验分别研究了滤速、p h 、有机物、滤池短期停用等因素对生物除 锰的影响。在研究滤速的影响方面，随着滤速的增加，即接触时间的减少，滤 柱下部的含锰量逐渐增加；本实验条件下，滤速最高只能提高到1 3 砒，否则， 出水锰开始不达标。在研究p h 对生物除锰的影响方面，实验结果表明：进水 p h 5 2 时，随着p h 的降低，滤柱出水含锰量迅速升高；进水5 2 p h 8 o 时， 生物滤柱的除锰效率将不受p h 变化的明显影响。 滤柱短期停用的影响实验结果表明在滤柱停用2 3 天对生物除锰影响不大， 生物除锰效果恢复很快。滤柱恢复运行3 小时后出水锰含量降到了0 1 m l 以 下，8 小时后，出水锰含量就降为o 0 5 m l 。在研究有机物对生物除锰的影响 方面，实验得出如下结论： 4 9 青岛理工大学 一定量的葡萄糖的投加对生物除锰有促进作用，由于葡萄糖的投加，生 达标取样口逐渐上移。比较不同葡萄糖浓度在通水后l 小时的出水锰浓 度分层结果可以看出，滤层达标深度由9 0 c m 逐渐变为7 0 c m 。 投加葡萄糖后过滤周期缩短，而且随着葡萄糖投加量的增加，周期越来 越短。投加葡萄糖后水头损失变化更明显，而且随着葡萄糖浓度的增加，水头 损失变化更加陡峭。 葡萄糖的投加对出水水质有一定的影响，随着投加浓度的增大，出水 c o d m n 值逐渐增大而不达标。本实验条件下，生物除锰滤柱对葡萄糖的去除率 在2 0 4 0 之间。比较不同葡萄糖浓度在通水后l 小时的出水c o d m n 值分层 结果可以得出，随着葡萄糖浓度由3 m l 增加到7 m l ，总去除率则由3 1 1 1 下降为2 2 1 2 。 ( 3 ) 单级生物除锰滤柱对高浓度锰的去除效果有限，出水水质随着锰浓度 的增高逐渐恶化。本实验条件下，当滤柱按稳定运行滤速8 m 虮运行时，进水 锰浓度极限为3 m 叽，当进水锰浓度大于3 m 班时，出水开始不合格。进水浓 度一定时，随着滤速的增大，生物滤柱的去除率逐渐减小。当滤速一定时，随 着进水锰浓度的增大，水头损失逐渐增大，过滤周期不断变短。 问题与建议： 由于试验条件及其他外界因素所限，目前还有许多问题需要深入研究，主 要有以下几个方面： ( 1 ) 本次试验未进行生物除锰滤层对水中亚硝酸盐氮、氨氮、硝酸盐氮、 氟化物等物质的去除作用。 ( 2 ) 对锰细菌未能进行纯种分离和鉴定。 ( 3 ) 由于试验条件的限制，未能对生物滤层内的生态和营养机理进行深入 研究。 ( 4 ) 由于本课题的试验大部分是在试验室进行的，与现实中运行的地下水 生物除铁除锰厂存在一定的差距，试验成果的实际应用效果未能得到有效证明。 因此建议下一步能在不同地区的除铁除锰水厂做一些相关性研究，确定生 物除锰工艺最佳的启动和运行参数。同时对生物滤层内的生态、营养机理及菌 青岛理工大学 种鉴定进行深入研究。 5 l 青岛理工大学 参考文献 1 李圭自，刘超地下水除铁除锰( 第2 版) m 北京：中国建筑工业出版 社，1 9 8 9 2 刘凤娟，黄贤仪，张月明等锰对细胞免疫功能的影响环境与职业医学， 2 0 0 2 ，1 9 ( 3 ) ：1 3 9 1 4 2 3 杨宏，李冬，张杰生物固锰除锰机理与生物除铁除锰技术 j 中国给水 排水，2 0 0 3 ，1 9 ( 6 ) ：1 5 4 王占生，刘文君微生物水源饮用水处理北京：中国建筑工业出版社， 1 9 9 9 ，2 2 3 ；2 8 3 5 ：5 8 6 9 5 胡存丽，邵文我国锰毒性研究现状卫生毒理学杂志，2 0 0 0 ，1 4 ( 3 ) ： 1 8 5 1 8 7 6 s e p p a n e nht e x p e r i e n c eo fb i 0 1 0 9 i c a li r o na n dm a n g a n e s er e m o v a l i nf i n l a n d j j i w e m ，1 9 9 2 ，6 ：3 3 3 3 4 1 7 v a n d d e n a b e e l ej ，d d eb e e r m a n g a n eo x i d a t i o nb ym i c r o b i a lc o r k o r t i a f r o m ，s a n df i l t e r s j m i c r oe c 0 1 1 9 9 2 8 张杰，杨宏，李冬，等