2+
反， 若是曝气强度太高， 将使原水中大量的 Fe2+在进 入滤层前氧化成 Fe3+ ,形成絮凝体。这种 Fe3+ 形成絮 凝体易于堵塞滤层和穿透滤层,而且其沉积在滤料表 面 , 会妨碍滤料表面微生物对铁锰的吸附氧化 , 造成 出水水质降低。据相关文献报道， 井水经简单的跌水 曝气后就可满足除铁锰溶解氧的需求。 ３ ｐＨ、 碱度的影响
2+ 2+
第3期
影响地下水除铁除锰主要因素的探讨 徐发凯：
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对策： （1 ） 采用曝气接触氧化法，并采用下述工艺流 程： 原水简单曝气过滤 (除铁) 强曝气过滤 (除锰)除铁除锰水。 （2 ） 投加碱剂， 提高水的 pH 值和碱度。 （3 ） 必要时应在设计前进行模型试验， 以便合理 选择工艺流程、 曝气型式及设计参数。 ４ 原水中二氧化碳和硫化氢对除铁除锰的影响 地下水中的铁以 Fe (HCO3) 电离方程为： Fe (HCO3) 2<
>MnHCO + HCO3 < >Mn2++ 2HCO3
+ 3
水中二氧化碳含量高时,重碳酸锰也不能充分电 离, 部份二价锰以分子状的重碳酸锰和一级电离的 MnHCO
+ 3
本文阐述了影响曝气接触氧化法除铁锰的主要 因素，这些因素的变化对该工艺除铁锰效果有决定 性的影响， 所以我们应根据不同的地下水水质， 合理 地选择处理方法， 寻求合理的参数， 在除去铁锰以改 善水质的同时， 尽可能地降低制水成本。 参考文献
存在, 不能被除锰活性滤膜吸附和氧化,严
重影响除锰效果。 铁的氧化还原电位为 0.2 V ,硫化氢的氧化还原 电位为- 0.36 V ,除铁活性滤膜首先氧化硫化氢生成 单质硫和硫化亚铁： 2Fe (OH) 32H2O + 3H2S = 2FeS + S + 8H2O 这就会消耗部份活性滤膜,使滤层的接触氧化活 性降低,影响除铁效果。同时,使滤层中水的含铁量分 布曲线下移 , 下层接触氧化除锰滤层厚度减少 , 影响 除锰效果。 地下水中二氧化碳和硫化氢含量高时,防止对除 铁除锰产生影响 , 可以强化曝气工序 , 去除过量的二 氧化碳和硫化氢[4]。
［１］马恩，王刚． 地下水除铁除锰技术的研究进展［Ｊ］． 环境保护与循环经 济， ２００８， ０７： ：３６￣３９． ［２］张吉库，刘明秀． 溶解氧和温度对地下水除铁 、 锰效果的影响［Ｊ］ ．安 全与环境工程， ２００６， １３（０１）： ５２￣５４． ［３］陈宇涛， 陆涛， 余健． ｐＨ 值对地下水除铁和除锰影响机理的研究［Ｊ］ ． 工业用水与废水， ２００５， ３６（０５）： １７￣１９， ７４． ［４］刘国平，王志军，王欢． 接触氧化法除铁和除锰效果的影响因素研究 ［Ｊ］ ． 黑龙江水专学报， ２００５， ３２（０１）： ７７￣７９． ［５］张莉平，习晋．特殊水质处理技术［ Ｍ］． 北京： 化学工业出版社， ２００６．
２ 水中溶解氧对除铁锰的影响 溶解氧是影响地下水除铁除锰工艺的重要因 素， 在接触氧化法除铁锰中， 虽然 Fe2+和 Mn2+在活性 滤膜上发生的反应很复杂，但从电子传递和化学价 等角度分析， 可以计算得出溶解氧的需求量 。
[2]
4Fe +O2→4Fe +20
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2+
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4Fe :02=(4×55.8):32 [02]=0.143[Fe ] 2Mn2++02→2Mn4++2022Mn2+:02=(2×54.9):32 [02]=0.29[Mn ] 理论上所需溶解氧量可用下式表示： [02]=0.143[Fe2+]+0.29[Mn2+] 在化学氧化理论指导下，实际工程中为了降低 游离的 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 φ。 工程实际需氧 量为 [02]=φ(0.143[Fe2+]+0.29[Mn2+]) 对于 φ 的取值,以如下计算为例。18℃时水中饱 和溶解氧量为 9.17 mg/L, 理论上去除铁的浓度上限
地下水的水质一般较好，但铁锰含量超标却是 一个较为普遍的问题，水中铁锰过高会导致水中色 度升高， 给生活和生产带来诸多不便， 并可导致慢性 中毒而引发一些地方病。 20 世纪 60 年代是我国真正意义上自行研发除 “铁质滤膜” 自催化理论应 铁技术的开始[1]。李圭白将 用于工程实践, 研发了地下水除铁的新工艺 “天然锰 砂接触氧化除铁工艺”。 80 年代初, 我国地下水除锰 的科研工作得了显著进展 , 对接触氧化法除锰的规 律有了一定的认识 , 提出了能取得良好除锰效果的 工艺流程和技术条件。曝气接触氧化法由于工艺简 单、 投资及运行费用低而在我国得到广泛应用。但是 由于地下水水质千差万别，影响其除铁锰的因素也 很多， 如果不加认真分析， 采用传统的工艺往往会产 生事倍功半的效果。 曝气接触氧化法除铁锰涉及到原水铁浓度 、 溶 腐植酸等多种 解氧 、 pH 与碱度 、 原水中 CO2 与 H2S、 因素，这些因素的变化对工艺中原水铁锰的去除有 何种具体影响， 是一个值得探讨的问题。 １ 原水含铁量对除锰的影响及对策
收稿日期： ２０１４－０７－０２ 作者简介： 徐发凯， （１９７６－ ） ， 男， 甘肃民勤人， 工程师， 现主要从事环境 应急监测工作。
大量生产实践及试验结果表明，铁锰共存并同 时通过成熟滤层时， 铁能阻碍锰的去除。原因在于铁 的氧化还原电位低于锰， 所以其首先被滤层所吸附， 并迅速被氧化去除， 锰却显示出更大的惰性。熟砂滤 Mn2＋的吸附， 属于离子交换吸附反应， 且具 料对 Fe2＋、 有明显的选择性。一般地说， 高价离子被吸附的能力 超过低价离子， 因为离子的电负荷越多， 固体吸附剂 表面异号电荷对它的吸附力就越强。对于同价离子， 离子半径越小则离子间的吸引力越大，被吸附的能 离子半径分别为 力就越强。Fe2＋和 Mn2＋是同价离子， 试验 0.75A 和 0.8A。 因此， 熟砂滤料应优先吸附 Fe2+。 结果表明，熟砂滤料对水中几种主要阳离子的吸附 顺序是： Fe2+＞Mn2+＞Ca2+＋Mg2+ 就吸附过程而言， 铁对除锰的干扰主要是 所以， 滤层优先吸附水中 Fe2+， 而对 Mn2+的吸附则受到排斥 的缘故。 铁锰被氧化去除的速率相差是悬殊的 。原因在 为半充满， 不易 于， Mn2+的最外层电子数是 5 个(3d5+)， 而 Fe2+最外层电子 再失掉两个电子而被氧化为 Mn4+。 数是 6 个 (3d6+)，很容易失掉一个电子而被氧化为 Mn4+/Mn2+ 氧化还原系的标准氧化还原电位为 Fe2+ 、 而 Fe3+/Fe2+氧化还原系的 E0＝0.771V。前者 E0＝1.33V， 约为后者的 1.6 倍。就是说， 前者反应所需要的活化
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形式存在 , 在水中
> Fe +2HCO
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水中碳酸电离方程为 HCO +H < > H2CO3< >H2O + CO2 当水中二氧化碳浓度高时, Fe (HCO3)2 不能充分 电离, 部份二价铁以分子状的重碳酸亚铁形式存在 , 不能被除铁活性滤膜吸附 , 而且氧化速度很慢 , 严重 影响除铁效果。 地下水中的锰也以重碳酸锰形式存在，其电离 过程为： Mn (HCO3) 2<
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环境研究与监测
第 ２７ 卷
能远远高于后者。 滤层中成熟锰砂表面的 MnO2 对 Fe 有氧化作
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为 9.17/0.143 =65mg/L。 实验表明,在自然氧化除铁的 条件下是不可能达到该值的。根据有关资料参考文 献,18℃时去除铁的浓度上限只为 30mg/L, 反推过剩 系数 φ 为: φ=9.17/(0.143×30)=2.18 根据上述的需氧量算式来看，若水中铁锰含量 一定， 溶解氧含量太低的话， 就不足以完成铁锰的氧 化过程， 出水铁锰会达不到生活饮用水水质标准； 相
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５ 腐植酸的影响及对策 腐植酸是结构复杂、分子量很高的高分子化合 物。它由三部分组成： (1) 不溶于碱的腐黑物和胡敏 素， (2) 溶于碱的褐色胡敏酸和黑色腐植酸， (3) 溶于 酸、 碱并溶于水的克连酸和阿波克连酸 ( 即富里酸 )。 三者的共性是： 有抵抗生物降解的能力； 有同金属离 子形成稳定的络合物的能力。尤其是富里酸， 几乎能 与所有的金属离子形成络合物。其中， 尤以富里酸与 与 Mn2+亦能形成较为稳 Fe3+形成的络合物最为稳定， 定的络合物。 在除铁锰滤池中， 作为吸附剂、 催化剂的熟砂滤 料表面，吸附了大量难以被氧化的腐植质铁锰络合 物， 就降低了滤料的催化作用和氧化再生能力， 从而 使氧化过程和再吸附过程受到阻碍。 排除腐植酸影响的方法很多。其中， 以在滤前水 中连续加氯的方式最为经济、 有效。处理后水中铁锰 浓度均符合饮用水标准。另外， 采用碱化法或混凝法 也是有效的[5]。 ６ 结论
第3期
环境研究与监测
2014 年 9 月
污染治理 （67~69 ）
影响地下水除铁除锰主要因素的探讨
徐发凯
甘肃 兰州， ７３００００ ） （甘肃省环境监测中心站，
摘 策。
要： 本文简要介绍了地下水接触氧化法除铁锰的发展， 简单分析了接触氧化法除铁锰的机理。主要针对原水铁浓
腐植酸这些影响接触氧化法除铁锰的因素并作出了分析， 度、 溶解氧、 pH 与碱度、 原水中 CO2 与 H2S、 提出了相应对 关键词： 地下水； 接触氧化法； 除铁； 除锰； 影响因素 中图分类号： X52 文献标识码： A 文章编号： （G ） 01-0079 （2014 ） 03-67-69-03