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重金屬捕集劑在酸洗廢水中的應用 安順廢水處理公司

文章出處:未知發表時間:2022-01-21 15:00:04


圖片3 

 

  某鋼鐵企業板帶廠冷軋工序產生的重金屬污染廢水,經傳統重金屬工業廢水處工藝氫氧化鈣中和沉淀處置后排放,出水水質到達《鋼鐵工業水污染物排放規范》(GB13456-2012)新建企業水污染物排放限值。依據屬地環保局請求,該鋼鐵企業需求對其相關機組排放廢水中的總鉻和總鎳實施深度處置,以滿足《鋼鐵工業水污染物排放規范》(GB13456-2012)的特別排放限制請求(總鉻和總鎳排放限值分別為0.1mg/L0.05mg/L)。在所屬鋼鐵企業的板帶廠冷軋酸洗廢水處置站中,原工藝流程如圖1所示,冷軋酸洗廢水處置前后主要水質如表1所示。

 

圖片12 

圖片13 

  螯合沉淀法以高分子重金屬離子捕集沉淀劑為代表,應用其含有大量極性基的特性,在自然條件下捕捉廢水中的重金屬陽離子,生成不溶性螯合鹽,再在參加的少量有機或()無機絮凝劑作用下,構成絮狀沉淀,從而到達捕集去除重金屬離子的目的。高密度污泥(HDS)處置工藝是在傳統酸性廢水中和沉淀處置工藝的根底上增加晶種循環處置技術,也即底泥回流系統和藥劑/底泥混合系統的高效底泥循環回流技術,具有提升中和藥劑應用率、提升污泥濃度、改善污泥沉降濃縮特性等優點,適合于處置礦山、冶煉、鋼鐵等行業的重金屬污染廢水。

 

  將冷軋酸洗廢水傳統的兩級氫氧化鈣中和沉淀處置工藝和重金屬捕集劑(重捕劑)去除重金屬離子技術相結合,研討重捕劑在原冷軋酸洗廢水處置工藝流程中的投加位置、重捕劑結合石灰+鐵鹽深度處置工藝、重捕劑結合高密度污泥深度處置工藝對廢水中Cr3+Ni2+去除效果的影響,討論重捕劑處置冷軋重金屬污染廢水的應用辦法。

 

  1、實驗局部

 

  1.1 主要儀器與試劑

 

  儀器院DR6000型紫外分光光度計,哈希水質剖析儀器(上海)有限公司,pHS-3EpH計,上海儀電科學儀器股份有限公司。

 

  試劑院聚合硫酸鐵(PFS),剖析純,鐵含量(質量分數計,下同)18.5%,熟石灰,工業級,含量92%以上,聚合氯化鋁(PAC),含量30%,聚丙烯酰胺(PAM),有效物質含量90%,去離子水,電導率為20μS/cm。

 

  高密度污泥,含水率94%,源自冷軋酸洗廢水處置系統廓清池,TMT-18重捕劑,主要成分為有機硫化物。

 

  1.2 實驗辦法

 

  在實驗室中采用燒杯實驗模仿現場重金屬離子去除工藝流程。

 

  分別向原冷軋酸洗廢水處置系統的二級中和反響池和最終排放池投加重捕劑,調查重捕劑投加位置對處置出水總鉻和總鎳濃度的影響,從而肯定重捕劑適宜的投加位置和投加濃度。實驗中,向二級中和反響池參加不同濃度的重捕劑,以協同石灰中和作用,進一步去除廢水中鉻、鎳重金屬離子,螯合反響產物和重金屬氫氧化物及重金屬離子經混凝作用構成易于從水中別離的污泥,向最終排放池參加不同濃度的重捕劑,充沛混合反響,然后參加少量PACPAM,使得螯合鹽經凝聚絮凝過程構成易于別離的絮體,從而去除重金屬離子。

 

  為減少重捕劑投加量,以廓清池處置出水為處置對象,設計重捕劑結合石灰+鐵鹽深度處置工藝和重捕劑結合高密度污泥深度處置工藝,模仿工藝流程見圖2、圖3。

圖片14 

 

圖片15 

  重捕劑結合石灰+鐵鹽深度處置工藝中,首先向反響池1投加重捕劑,經過攪拌作用與流入的廢水充沛混合反響,捕集水中的Cr3+Ni2+,構成重金屬不溶物。然后,向反響池2參加石灰乳以增大固體負荷,增大重金屬不溶物的密度。最后,依次投加PFSPAM,經過混凝作用和共沉效應去除重金屬離子。重捕劑結合高密度污泥深度處置工藝中,將廓清池底部的高密度沉淀污泥(初沉高密污泥)實施回用,引入反響池2,與廢水發作混合反響,初沉高密污泥對廢水中Cr3+Ni2+的不溶物產生吸附、混晶、裹挾等作用,即共同沉淀。最后,依次投加PACPAM,加速初沉高密污泥的絮凝沉淀。

 

  總鉻濃度依照規范《水質總鉻的測定高錳酸鉀氧化二苯碳酰二肼分光光度法》(GB7466-1987)測定,總鎳濃度依照規范《水質鎳的測定丁二酮分光光度法》(GB11910-1989)測定。

 

  2、結果與討論

 

  2.1 重捕劑投加位置對總鉻、總鎳去除效果的影響

 

  當重捕劑投加于原冷軋酸洗廢水處置系統二級中和池,即重捕劑協同石灰處置重金屬污染廢水,反響pH10~11.5,混合反響時間為10min,PAC投加質量濃度和混合反響時間分別為300mg/L5min,PAM投加質量濃度和混合反響時間分別為2.5mg/L5min,靜置沉淀時間為10min。調理池進水總鉻質量濃度為26.93mg/L,總鎳質量濃度為163.42mg/L。結果標明,當重捕劑投加質量濃度分別為0、20、40、80、120mg/L時,處置出水總鉻質量濃度分別為0.112、0.091、0.057、0.046、0.055mg/L,處置出水總鎳質量濃度分別為0.088、0.077、0.061、0.051、0.022mg/L??芍煌夭秳┩都恿肯?,處置出水總鉻質量濃度均能滿足<0.1mg/L的排放規范,而處置出水總鎳濃度只要當重捕劑投加質量濃度提升120mg/L時,才可滿足<0.05mg/L的排放請求。因而,在傳統石灰法處置冷軋酸洗廢水過程中,同時向二級中和池投加一定量的重捕劑,可進一步降低處置出水總鉻和總鎳濃度。

 

  當重捕劑投加于原冷軋酸洗廢水處置系統最終排放水池,反響pH6~9,混合反響時間為10min,PAC投加質量濃度和混合反響時間分別為10mg/L5min,PAM投加質量濃度和混合反響時間分別為1mg/L5min,靜置沉淀時間為10min。不同重捕劑投加量下處置出水中總鉻、總鎳濃度的變化如圖4所示。

 

圖片16 

  由圖4能夠看出,在不同重捕劑投加量下,處置出水總鉻均能滿足<0.1mg/L的排放請求,而總鎳雖有一定水平去除,但出水水質不能到達特別排放限值請求。

 

  重捕劑直接投加于石灰中和二級反響池中,一方面廢水中存在的大量金屬氫氧化物污泥和未完整溶解的Ca(OH)2會裹挾或耗費局部重捕劑,另一方面工業級熟石灰通常含有90%~96%Ca(OH)2,其他為不參與反響的惰性雜質(如砂土、黏土),而Ca(OH)2又微溶于水,造成熟石灰的實踐投加量較理論值更大,引入廢水處置過程的大量惰性雜質裹挾了局部重捕劑,使得重捕劑與游離的重金屬離子之間的反響受阻,重捕劑不能有針對性地去除重金屬離子。這些要素降低了重捕劑去除溶解態重金屬離子的效率,因此重捕劑耗費量較大。提升重捕劑投加濃度,可以增大重捕劑分子與Cr3+、Ni2+間的接觸碰撞幾率,一定水平上抵消石灰帶來的不利影響,強化重捕劑對Cr3+Ni2+的去除效果。

 

  重捕劑投加于最終排水池時,由于之前冷軋酸洗廢水經過中和、沉淀、過濾工藝處置后,其中大局部的Cr3+、Ni2+已然生成金屬氫氧化物從沉淀池中別離進來,因而,最終排放水池中廢水的總鉻和總鎳濃度相對較低。但重捕劑投加質量濃度在40mg/L以下時,處置效果并不理想,這是由于一方面重捕劑分子與Cr3+、Ni2+間接觸反響的幾率較低,在一定的反響時間內,重捕劑不能充沛捕集水中的Cr3+、Ni2+,另一方面重捕劑與廢水中低濃度的Cr3+、Ni2+反響,構成的少量不溶物不易沉降別離,最終造成處置出水中總鉻和總鎳濃度不能穩定達標。

 

  為降低重捕劑投加量,提升重捕劑去除Cr3+、Ni2+的效率,后續實驗研討對冷軋酸洗廢水處置系統末端尾水加藥,并以鎳的去除作為研討重點。

 

  2.2 重捕劑結合石灰、PFS深度去除總鎳

 

  以廓清池出水為處置對象,當重捕劑投加質量濃度為40mg/L,混合反響時間為10min,分別參加一定量的石灰乳,調理反響pH10.5,再參加一定濃度的PFS,混合反響5min,最后參加2~3mg/LPAM,慢速攪拌后靜置沉淀。實驗研討PFS投加濃度對重捕劑結合石灰、PFS深度去除總鎳的影響,結果如圖5所示。

 

圖片17 

  原冷軋廢水處置系統廓清池出水總鎳質量濃度為0.091mg/L,在重捕劑投加質量濃度為40mg/L,投加石灰乳調理pH10.5,PFS投加質量濃度分別為50、100、150mg/L時,處置出水總鎳濃度均滿足《鋼鐵工業水污染物排放規范》(GB13456-2012)中水污染物特別排放限值(總鎳<0.05mg/L)請求。結果標明,采用重捕劑結合石灰、PFS實施冷軋重金屬污染廢水深度處置,可以到達提標改造的目的。重捕劑與末端尾水中的Ni2+反響,構成數量不多且細小的不溶物,難以自然沉降。熟石灰作為堿性助凝劑,可增加廢水中重金屬不溶物的密度,構成共沉淀效應,以利于Ni2+的去除。同時,PFS溶于水構成的水解產物,發揮混凝作用,加速重金屬不溶物與水的沉降別離,并可能隨同吸附共沉水中殘留的痕量游離態重金屬離子。但是,投加石灰大大增加了污泥產量,加大了污泥處置處置的費用。當實驗原水pH接近9時,噸水干污泥產量增加0.7kg左右,當實驗原水pH6~7時,噸水干污泥產量增加5~14kg。

 

  2.3 重捕劑結合高密度污泥深度去除鉻鎳

 

  以廓清池出水為處置對象,首先分別參加不同濃度的重捕劑,混合反響10min,取初沉高密度污泥,以2500mg/L的投加質量濃度分別參加重捕劑處置后的水中,繼續混合反響10min,然后參加一定濃度的PAC,混合反響5min,最后參加一定濃度的PAM,慢速攪拌后靜置沉淀,實驗研討高密度污泥強化混凝共沉去除總鉻和總鎳的效果,結果如圖6所示。

圖片18 

 

  由圖6可知,廓清池出水總鉻質量濃度在0.071~0.103mg/L,廓清池出水總鎳質量濃度為0.067~0.093mg/L時,當重捕劑投加質量濃度為20~60mg/L,采用初沉高密度污泥協同重捕劑實施Cr3+、Ni2+深度處置,處置出水總鉻和總鎳分別為0.03~0.04mg/L0.014~0.035mg/L,滿足有關特別排放限值請求。另外,隨重捕劑投加濃度增大,處置出水總鉻濃度變化不大,根本穩定,而處置出水總鎳濃度逐步變小,重捕劑結合高密度污泥工藝對總鉻和總鎳的去除率均在50%以上。

 

  原冷軋酸洗廢水處置工藝中,重金屬廢水經調理pH,反響構成重金屬氫氧化物并經混凝沉淀而構成高密度污泥,這是由于冷軋酸洗廢水中含有質量濃度高達上千mg/LFe3+、Fe2+,中和反響過程中,構成大量Fe(OH)3。Fe(OH)3是一種聚狀多孔性膠體,其具有很大的吸附外表,吸附的重金屬離子可以嵌入其主體構造中,生成沉淀晶核中心,爾后發作晶核生長,最終由于晶體變大而從水中自沉別離。高密度沉泥回用于經重捕劑處置后的水中,主要經過絮凝、增加接觸碰撞時機、絮體吸附作用3個方面來提升絮凝效果。在高密度污泥與水混合反響過程中,高密度污泥在較強的剪切力作用下,破碎成細小而密實的顆粒,污泥的總比外表積增大,且污泥顆粒外表散布有未完整反響的Ca(OH)2Fe(OH)3,從而增加了固液界面中Ca(OH)2、Fe(OH)3的分子數量及其與含Cr3+、Ni2+的碰撞幾率。在第一階段的捕集反響中,重捕劑捕集Cr3+Ni2+構成較小的微粒。第二階段絮凝反響中,引入水中的粒度較大的高密度污泥顆粒與含Cr3+、Ni2+的細小微粒充沛混合接觸,對水中含Cr3+、Ni2+微粒產生吸附、混晶、裹挾等作用(共同沉淀)。然后,高密度污泥顆粒在PAC(PFS)的脫穩作用和PAM的吸附架橋作用下,被重新匯集構成更大的絮體,經沉降別離去除,處置出水的總鉻、總鎳指標較單獨運用重捕劑的處置辦法低。實驗發現,高密度污泥顆粒具有一定的自絮凝功用,所以PACPAM的投加只是起到補充作用。

 

  3、技術和經濟剖析

 

  以冷軋酸洗廢水處置系統廓清池出水為處置對象,與在傳統石灰中和法工藝處置末端直接投加重捕劑相比,重捕劑結合高密度污泥協同深度處置過程的重捕劑投加量較少,總鉻和總鎳去除率高。當重捕劑投加質量濃度為40mg/L時,重捕劑直接處置的出水不能滿足《鋼鐵工業水污染物排放規范》(GB13456-2012)中水污染物特別排放限值(總鎳<0.05mg/L)請求,而重捕劑結合高密度污泥協同深度處置后的出水可以滿足鎳的特別排放限值請求,與重捕劑結合石灰、PFS協同去除鎳相比,重捕劑結合高密度污泥協同深度處置工藝有效分離冷軋酸洗廢水處置系統特征及其水質特性,回用初沉高密度污泥,不會額外增加石灰和PFS的耗費,污泥產量少。

 

  重捕劑投加于二級中和池,重捕劑結合石灰、PFS處置和重捕劑結合高密度污泥處置相比,其主要藥劑費用組成有所不同,噸水藥劑費用分別為1.20、5.51、0.55元。因而,采用重捕劑結合高密度污泥協同去除Cr3+、Ni2+技術,可大幅減少藥劑耗費。重捕劑結合石灰、PFS處置工藝由于產生大量無機污泥,增加了后續污泥處置處置的費用。重捕劑投加于二級中和池與重捕劑結合高密度污泥協同去除Cr3+、Ni2+技術相比,前者固然可以滿足技術請求,一次投資較少,設備占空中積小,但是藥劑運用效率低的問題沒有得到處理,其噸水藥劑費用約為后者的2.2倍。

 

  4、結論

 

  針對鋼鐵行業冷軋酸洗工業廢水處系統排放水中總鉻和總鎳含量較高的問題,設計了重捕劑結合高密度污泥協同深度處置技術,并與重捕劑直接投加,重捕劑結合石灰、PFS協同共沉處置實施比照研討。結果標明院在土地運用滿足請求的條件下,重捕劑結合高密度污泥協同去除Cr3+、Ni2+技術滿足《鋼鐵工業水污染物排放規范》(GB13456-2012)中對水污染物特別排放限值請求,經濟合理,為鋼鐵行業冷軋廢水深度處置和相似提標改造項目提供了技術參考。

 


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