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鉛鋅冶煉 廢水處理方法 鉛鋅冶煉是有色金屬行業(yè)中的高污染行業(yè),鉛鋅冶煉和廢氣制酸等過(guò)程會(huì)產(chǎn)生大量重金屬?gòu)U水,其廢水主要表現(xiàn)為低 pH、高硫酸鹽含量、含銅、鋅、鉛、砷和氟等雜質(zhì)。目前,國(guó)內(nèi)外對(duì)鉛鋅冶煉廢水的主要處理方法有中和沉淀法、硫化物沉淀法和鐵氧體法等。但是這些方法會(huì)產(chǎn)生大量沉渣難以回收利用,易造成二次污染,且存在處理成本高、操作困難等問(wèn)題。因此,研究新型的鉛鋅冶煉廢水治理技術(shù)已迫在眉睫。 鐵炭微電解技術(shù)是一種簡(jiǎn)單易行、低廉有效的廢水處理技術(shù),并具有經(jīng)濟(jì)、實(shí)用、高效和操作簡(jiǎn)單等優(yōu)點(diǎn)。微電解技術(shù)常與生物法、沉淀 法、吸附和膜處理等技術(shù)聯(lián)合使用,在化工、制藥、印染、農(nóng)藥、垃圾滲濾液和油田等廢水的處理中已經(jīng)得到廣泛應(yīng)用。微電解對(duì)廢水中重金屬的去除也有較好效果。 本研究針對(duì)高含量鉛鋅冶煉煙氣制酸廢水的特點(diǎn),采用“曝氣微電解 - 曝氣自絮凝沉淀法”處理,旨在將曝氣微電解和曝氣自絮凝原理進(jìn)行有機(jī)結(jié)合,以期達(dá)到處理成本低、回收廢水中的重金屬和達(dá)標(biāo)排放的目的,同時(shí)也為此類(lèi)廢水的處理提供切實(shí)可行的工藝技術(shù)及方法。 1 試驗(yàn)部分 1.1 試驗(yàn)原理 ( 1)鐵炭微電解機(jī)理。微電解的電解材料一般選用 2 種以上電極電位相差較大的顆粒物,在無(wú)外 加電場(chǎng)的情況下,高電位金屬顆粒(如鐵屑)作陽(yáng)極,低電位(如活性炭 )作陰極,陰陽(yáng)極之間因電位差形成微小的微電池效應(yīng)而對(duì)污染物產(chǎn)生物理化學(xué)作用。微電解處理重金屬?gòu)U水是電化學(xué)絮凝吸附,電極反應(yīng)、置換反應(yīng)、配位絡(luò)合反應(yīng)、中和共沉淀等綜合反應(yīng)的結(jié)果。 ( 2)絮凝機(jī)理。由于鐵炭微電解反應(yīng)最佳 pH(一般為 3 4)較低,故反應(yīng)后pH 升高有限,且新生態(tài) Fe3+ 的絮凝作用有限。因此,鐵炭微電解反應(yīng)后,加入堿性藥劑(如氫氧化鈉、石灰、碳酸鈉等)調(diào)節(jié) pH,既能使水中殘留的 金屬離子生成氫氧化物膠體沉淀,同時(shí)使 Fe3+ 能通過(guò)復(fù)雜的水解過(guò)程產(chǎn)生很多Fe3+ 的單核及多核的羧基水合物,最終生成 Fe(OH)3,這些水合物和 Fe(OH)3 有很強(qiáng)的吸附及絮凝特性,并能使廢水中的膠體脫穩(wěn),從而使水中的 Cr(OH)2、Zn(OH)2、 Pb(OH)2 和 Cu(OH)2 等金屬氫氧化物沉淀,各種雜質(zhì)被吸附凝聚在一起而被除去。 1.2 試驗(yàn)水樣 試驗(yàn)水樣取自云南某鉛鋅冶煉廠的鉛鋅冶煉煙氣制酸 廢水 ,其中 H2SO4 的 質(zhì)量分?jǐn)?shù)為 5%, Pb2+、 Zn2+、總 Fe、總 As、 F-、 Cu2+、 Cd2+ 的質(zhì)量濃度分別為 94.61、 147、 401.2、 39.59、 242.7、 3.86、 0.46 mg/L。 1.3 材料及設(shè)備 鐵屑用質(zhì)量分?jǐn)?shù) 10%的氫氧化鈉溶液浸泡 24 h,去除表面油污,再用質(zhì)量分?jǐn)?shù)10%的稀硫酸浸泡 1 h,去除表面氧化物。活性炭使用前用試驗(yàn)水樣浸泡 24 h以上,消除吸附干擾。 所用儀器有 JA-2003 型電子分析天平、 PHS-3C 型酸度電導(dǎo)率儀、 DHG-9240A 型真空干燥箱、 AA240FS 型原子吸收光譜儀、 XL30ESEM-TMP 掃描電子顯微鏡( SEM)、 E-550 能譜儀等。 1.4 試驗(yàn)方法 試驗(yàn)工藝流程和自制的曝氣微電解反應(yīng)器分別見(jiàn)圖 1 和圖 2。 2 結(jié)果與討論 2.1 曝氣微電解 2.1.1 初始 pH 對(duì)去除率的影響 在鐵炭質(zhì)量為 20 g、鐵炭質(zhì)量比 1:1、粒徑為篩孔 0.83 mm、 HRT 為 30 min,充分曝氣的條件下,考察 pH 對(duì) Pb2+、 Zn2+ 去除率的影響,結(jié)果見(jiàn)圖 3。 由圖 3 可知,廢水 pH 對(duì) Pb2+、 Zn2+ 的去除率影響較大。 pH 從 1 上升到 2 時(shí), Pb2+、 Zn2+ 的去除率顯著升高,分別在 pH=2 4 和 pH=2 3 時(shí)達(dá)到最高,最大去除率分別為 96.39%、 43.60%,而之后隨著 pH 增加去除率呈下降趨勢(shì)。這是因?yàn)楫?dāng) pH 較低時(shí),鐵屑優(yōu)先與 H+ 反應(yīng),電極表面發(fā)生的主要反應(yīng)如下: 陽(yáng)極 Fe: Fe-2e-Fe2+; (1) 陰極 C( pH 較低時(shí)): 2H+2e- 2H H2。 (2) 因此在酸性過(guò)強(qiáng)的條件下, Pb2+、 Zn2+ 的去除率較低;而當(dāng) pH 過(guò)高時(shí),鐵屑表面的 Fe 離子與廢水中的 OH- 作用形成氫氧化鐵表面膜,對(duì)鐵單質(zhì)失電子促成氧化還原反應(yīng)不利,導(dǎo)致鐵溶出量減小,阻礙了重金屬離子與鐵屑 電化學(xué)反應(yīng),因此去除效果下降。 2.1.2 HRT 對(duì)去除效率的影響 在初始 pH 為 3、鐵炭質(zhì)量 20 g、鐵炭質(zhì)量比 1:1、粒徑為篩孔 0.83 mm,充分曝氣的試驗(yàn)條件下,考察 HRT 對(duì)水樣中 Pb2+、 Zn2+ 去除率的影響,結(jié)果見(jiàn)圖 4。 由圖 4 可知, HRT 越長(zhǎng), Pb2+、 Zn2+ 去除率越高;但是隨著 HRT 的延長(zhǎng),去除率變化不大;同時(shí)還可以看出,廢水中的金屬離子與鐵炭表面的電極反應(yīng)比較迅速,在較短時(shí)間內(nèi)就可完成。 在試驗(yàn)中觀察到, HRT 為 10 min 時(shí);出水顏色較為澄清,隨著 HRT 的延長(zhǎng)出水顏色逐漸加深,到 50 min 時(shí)呈現(xiàn)紅褐色。表明適當(dāng)?shù)难娱L(zhǎng) HRT,不僅可以使電極反應(yīng)產(chǎn)物與廢水中污染物進(jìn)行充分的電化學(xué)、絮凝反應(yīng)等反應(yīng),而且有利于廢水中生成更多的 Fe3+ ,為后續(xù)的絮凝反應(yīng)提供充足的 絮 凝劑。但在實(shí)際運(yùn)用中, HRT 過(guò)長(zhǎng),會(huì)增加處理費(fèi)用。綜合考慮,確定鐵炭微電解廢水適宜 HRT 為 40 min,此時(shí) Pb2+、 Zn2+ 的去除率分別 97.67%和 42.65%。 2.1.3 鐵炭質(zhì)量比對(duì)去除率的影響 在初始 pH 為 3、鐵炭量為 20 g、粒徑為篩孔 0.83mm、 HRT 為 30 min,充分曝氣的條件下,考察鐵炭質(zhì)量比對(duì)水樣中 Pb2+、 Zn2+ 去除率的影響,結(jié)果見(jiàn)圖 5。 由圖 5 可知,過(guò)低或過(guò)高的鐵炭質(zhì)量比 Pb2+、 Zn2+去除率均不高。這是因?yàn)殍F炭微電解技術(shù)是應(yīng)用原電池原理,過(guò)低或過(guò)高的鐵炭質(zhì)量比,使形成原電池的數(shù)量減少,電解作用強(qiáng)度降低,導(dǎo)致 Pb2+、 Zn2+ 去除率下降。鐵炭質(zhì)量比為2:1 時(shí), Pb2+、 Zn2+ 去除效果最佳,去除率分別為 97.71%、 48.30%。 2.2 曝氣自絮凝 2.2.1 pH 對(duì)去除率的 影響 在鐵炭微電解反應(yīng)器進(jìn)水初始 pH 為 3、鐵炭質(zhì)量 20 g、鐵炭質(zhì)量比為 2:1、粒徑為篩孔 0.83 mm、 HRT 為 40 min 的條件下,經(jīng)曝氣微電解反應(yīng)器處理后的廢水,進(jìn)入絮凝池,加 NaOH 調(diào)節(jié) pH,考察 pH 對(duì)絮凝作用的影響, Pb2+、Zn2+ 去除結(jié)果見(jiàn)表 1。 表 1 絮凝 pH 對(duì)曝氣微電解處理后處理效果的影響 由表 1 可知, pH 對(duì)絮凝 Pb2+、 Zn2+ 的去除效果影響很大,隨著 pH 的升高,去除率顯著增加。這是因?yàn)?pH 升高,一方面使 Pb2+、 Zn2+ 生成氫氧化物沉淀;同時(shí),溶液中生成的大量 Fe3+ 轉(zhuǎn)化為具有很高活性的新生態(tài)納米聚合Fe(OH)3 絮凝劑,聚合 Fe(OH)3 絮凝劑能夠通過(guò)絮凝耦合作用和化學(xué)吸附等作用去除殘留在廢水中大量的 Pb2+、 Zn2+,使 Pb2+、 Zn2+ 去除率大幅提高。 試驗(yàn)結(jié)果表明,在 pH=9 時(shí), Pb2+、 Zn2+ 去除率比較理想 ,總?cè)コ史謩e為99.92%和 99.82%,隨后繼續(xù)增加 pH, Pb2+ 去除率變化不大;但當(dāng) pH 接近10 時(shí), Zn2+ 去除已經(jīng)出現(xiàn)下降趨勢(shì)。這是因?yàn)?pH 繼續(xù)增加隨著平衡的推動(dòng),鋅生成 Zn(OH)3-、 Zn(OH)42- 等可溶態(tài)的羥基絡(luò)合離子,而導(dǎo)致去除率下降。在 pH=9 時(shí),相對(duì)于單一鐵炭微電解反應(yīng), Pb2+、 Zn2+ 去除率分別從 97.71%和 48.30%提高到 99.92%和 99.82%。 2.2.2 曝氣時(shí)間對(duì)去除率的影響 在曝氣微電解優(yōu)化條件下,出水加堿絮凝, pH=9,攪拌 10 min、靜置 60 min。曝氣 0、 30、 60、 90、 120min,考察曝氣時(shí)間對(duì) Pb2+、 Zn2+ 去除效果的影響,結(jié)果如圖 6 所示。 從圖 6 可以看出,曝氣時(shí)間的長(zhǎng)短對(duì)去除率影響較大,曝氣可以帶入大量氧氣,把電解出來(lái)的 Fe2+ 氧化成 Fe3+, Fe3+ 進(jìn)而逐漸水解生成聚合度大的Fe(OH)3 膠體絮凝劑,隨著曝氣時(shí)間的增長(zhǎng)對(duì) Fe(OH)3 膠體生成越有利,從而對(duì)鉛鋅的去除越有利。但是曝氣時(shí)間達(dá)到一定程度時(shí), Fe2+ 基本被完全氧化,之后曝氣效果將不再明顯。曝氣時(shí)間為 90 min 時(shí),鉛鋅去除率達(dá)到最高,分別為 99.9%、 99.83%。 2.3 優(yōu)化條件下的試驗(yàn) 曝氣微電解 - 曝氣自絮凝沉淀法處理高鉛鋅含量冶煉煙氣制酸廢水,在曝氣微電解初始 pH 為 3、 HRT 為 40 min、鐵炭質(zhì)量比 2:1,絮凝 pH 為 9、曝氣時(shí)間90 min 的優(yōu)化條件下,各種離子的去除效果見(jiàn)表 2。 表 2 曝氣微電解 - 曝 氣自絮凝沉淀法優(yōu)化條件下廢水去除效果 由表 2 可知,高鉛鋅含量冶煉煙氣制酸廢水經(jīng)曝氣微電解 - 曝氣自絮凝沉淀法處理后, Pb2+、 Cu2+、 Zn2+、 Cd2+、 F- 和總 As 的總?cè)コ史謩e是 99.91%、97.64%、 99.83%、 99.78%、 98.30%、 98.92%, 出水含量均達(dá)到 GB8978 1996 中的一級(jí)排放標(biāo)準(zhǔn)要求。微電解階段對(duì) Pb2+、 Cu2+ 去除率較高,而 Zn2+、Cd2+、 F- 和總 As 去除率卻較低,后續(xù)曝氣絮凝沉淀法對(duì) Pb2+、 Cu2+、 Zn2+、Cd2+、 F-、總 As 及總 Fe 的去除效果都較好。證明單一微電解只對(duì)鐵炭微電解電化學(xué)反應(yīng)能力較強(qiáng)的如 Pb2+、 Cu2+ 去除率較高,對(duì)鐵碳微電解電化學(xué)反應(yīng)能力較弱的 Zn2+、 Cd2+、 F- 和總 As 去除率較低,需要結(jié)合后續(xù)處理方法。而曝氣絮凝沉淀法能較好與微電解結(jié)合,對(duì)微電解去除率較低的 Zn2+、 Cd2+、F- 和總 As 有較好的處理效果,并進(jìn)一步提高 Pb2+、 Cu2+ 的去除率,從而提高綜合處理效果。 2.4 表面特征 為進(jìn)一步探索微電解絮凝耦合法的反應(yīng)機(jī)理,試驗(yàn)對(duì)反應(yīng)后的鐵屑、活性炭以及絮體表面進(jìn)行了 SEM 和能譜分析( EDS),結(jié)果見(jiàn)圖 7、圖 8 和表 3。 表 3 鐵、炭及絮體表面 EDS 元素分析結(jié)果 從 圖 7 可以看出,反應(yīng)前后鐵炭表面差異很大。反應(yīng)前鐵屑表面粗糙,并有機(jī)械加工車(chē)削造成的細(xì)小裂縫,整體較為平坦;經(jīng)微電解反應(yīng)后,鐵屑的表面附集了大量不規(guī)則絮狀沉淀物及白色晶體顆粒,說(shuō)明鐵屑表面發(fā)生了劇烈的電化學(xué)反應(yīng),產(chǎn)生電化學(xué)腐蝕,置換并沉積吸附大量物質(zhì),這些物質(zhì)掩蓋在鐵屑表面,使鐵泥化和鈍化,難以與外界接觸,終至鐵屑失去活性。 反應(yīng)前活性炭表面形態(tài)分布均勻,孔隙率高;而反應(yīng)后 活性炭 存在明顯的結(jié)晶及沉積覆蓋物,分布不均勻, 活性炭的微孔結(jié)構(gòu)被破壞,說(shuō)明 活性炭 參與了電化學(xué)反應(yīng),反應(yīng)改變了 活性炭 的內(nèi)部結(jié)構(gòu)或表面被覆蓋,降低了活性炭的活性。 絮凝后的絮體結(jié)構(gòu)復(fù)雜,形貌差異很大,絮體包括結(jié)晶體和非結(jié)晶體二部分(圖7(e)),結(jié)晶體以云片狀和片狀集合體為主,可見(jiàn)絮體是通過(guò)對(duì)多種物質(zhì)絮凝耦合而成,表面組分復(fù)雜,結(jié)合緊密,說(shuō)明后續(xù)調(diào)節(jié) pH 絮凝耦合取得了理想的效果,使得大量金 屬離子和雜質(zhì)被沉淀。 結(jié)合圖 8 和表 3 可看出, 3 種物質(zhì)反應(yīng)后表面成分復(fù)雜,鐵表面除 Fe、 O、 C 元素含量較高外,還有質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為 10.5%的 Pb 和 1.67%的 Cu 等;活性炭表面除含 Fe、 O、 C 元素外,還有質(zhì)量分?jǐn)?shù)為 10.61%的 Pb 等;絮凝絮體表面除含 Fe、 O、 C 元素外, Zn、 Na 元素居多,質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別達(dá)到 3.26%和 10.10%,此外還有少量 Cd、 Mg 等,但未發(fā)現(xiàn) Pb、 Cu 或未檢測(cè)出。證明 Pb、 Cu 離子主要是鐵炭微電解法去除的,而 Zn、 Cd、 F 等離子和總 As 主要是被后處理絮凝部分 去除,這與前面的試驗(yàn)研究結(jié)果(表 2 )一致。具體參見(jiàn) 更多相關(guān)技術(shù)文檔。 3 結(jié)論 曝氣微電解 - 曝氣自絮凝沉淀法是去除高鉛鋅含量冶煉煙氣制酸廢水中重金屬和 As、 F 等離子的有效方法,在初始 pH 為 3、 HRT 為 40 min、鐵炭質(zhì)量比為 2:1,絮凝 pH 為 9、絮凝曝氣時(shí)間為 90 min 的優(yōu)化處理?xiàng)l件下,廢水中 Pb2+、Cu2+、 Zn2+、 Cd2+、 F- 和總 As 的總?cè)コ史謩e達(dá)到 99.91%、 97.64%、 99.83%、99.78%、 98.30%、 98.92% , 出水質(zhì)量濃度分別是 0.088、 0.091、 0.25、 0.001、4.13、 0.427 mg/L,均達(dá)到 GB 8978 1996 的一級(jí)排放標(biāo)準(zhǔn)要求。 微電
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