含砷的污水处理方法
实验室废液的处理方法+
实验室废液的处理方法一、废液处理所谓废水处理就是将污水经过处理达到容许排放标准后,排入下水道.目前,污水处理的方法一般有两种：1、循环使用。
采取循环用水系统,使废水在实验过程中多次重复利用，减少废水排放量。
2、净化处理.净化处理就是用各种方法将废水中所含的污染物质分离出来，或将其转化为无害物质，从而使废水得以净化。
净化的方法一般有三种:(1)物理法：沉淀、过滤、离心分离、浮选（气浮）、机械阻留、隔油、萃取、蒸发结晶(浓缩）、反渗透等.(2)化学法：混凝沉淀、酸碱中和、氧化还原、电解、吸附消毒等.(3)生物法：活性污泥法、生物膜法、生物氧化塘、污水灌溉等。
二、含汞废液的处理废液中汞的最高容许排放浓度为0.05mg/L(以Hg计)。
其处理方法有:1.硫化物共沉淀法:先将含汞盐的废液的pH值调至8-10，然后加入过量的Na2S，使其生成HgS沉淀.再加入FeS04(共沉淀剂),与过量的 S2-生成FeS沉淀，将悬浮在水中难以沉淀的HgS微粒吸附共沉淀．然后静置、分离，再经离心、过滤，滤液的含汞量可降至0.05mg/L 以下。
2。
还原法：用铜屑、铁屑、锌粒、硼氢化钠等作还原剂，可以直接回收金属汞.三、含镉废液的处理1.氢氧化物沉淀法：在含镉的废液中投加石灰，调节pH值至10。
5以上，充分搅拌后放置,使镉离子变为难溶的Cd(OH）2沉淀．分离沉淀,用双硫腙分光光度法检测滤液中的Cd离子后（降至0。
1mg/L以下)，将滤液中和至pH值约为7，然后排放。
2。
离子交换法：利用Cd2+离子比水中其它离子与阳离子交换树脂有更强的结合力，优先交换．四、含铅废液的处理在废液中加入消石灰，调节至pH值大于11，使废液中的铅生成Pb(OH)2沉淀．然后加入Al2（S04）3(凝聚剂)，将pH值降至7—8，则Pb(OH）2与Al（OH)3共沉淀,分离沉淀,达标后，排放废液。
五、含砷废液的处理在含砷废液中加入FeCl3，使Fe／As达到50,然后用消石灰将废液的pH值控制在8-10。
水中砷酸盐如何去除
水中砷酸盐如何去除1 引言砷在自然水体中通常以As(Ⅲ)和As(VI)的无机物形式存在，砷酸盐主要来自于矿业废弃物、石油提炼废水、陶瓷制造业废水等.饮用被砷污染的水而导致的中毒事件的报道主要发生在亚洲的孟加拉国、印度、中国及南北美洲的墨西哥、智利等地.我国内蒙古地区因湖泊沉积物和冲积物等自然原因导致地下水中砷浓度高达2400 μg · L-1，智利等地因火山沉积和人为矿石开采导致地下水砷浓度在100~1000 μg · L-1范围内.人体长期持续的砷摄取量达到0.50~1.00mg · d-1，会出现明显的中毒症状.我国自2007年7月1日实施《生活饮用水卫生标准》(GB5749—2006)，其该标准饮用水中砷的标准限值为不超过10 μg · L-1.在《地表水环境质量标准》(GB3838—2002)中规定I、II、III类水体中砷含量不得超过50 μg · L-1.这对地下水为水源的饮用水除砷技术带来了很大的挑战.目前，国内外对含砷废水的处理主要是物理化学方式，如混凝沉淀、吸附法、离子交换、膜分离、萃取法等，但这些方法都存在经济成本过高或者高浓度含砷废液后续处理的问题.除了物理化学方法，生物方式如活性污泥法、菌藻共生体法及利用生物还原除砷等也被用来研究去除水体中的砷.有研究表明，硫酸盐还原菌可以将硫酸盐还原为硫离子，同时将As(Ⅴ)还原为As(Ⅲ)，这样就可以通过As(Ⅲ)和S2-形成不溶于水的沉淀将砷从水体当中去除.还有研究表明，一种铁还原菌可以利用有机碳源将As(Ⅴ)还原为As(Ⅲ)，但上述还原反应中的电子供体是有机碳源，容易残留，引入新的污染，不适用于微污染原水的处理.氢基质生物膜反应器将膜曝气和生物膜法创新性地结合在一起，使H2作为一种清洁、廉价的电子供体成为可能，在处理微污染原水中氧化态污染物的试验中取得了良好的效果.因此，本文以实验室配水为研究对象，以连续搅拌氢基质生物膜反应器为试验装置，分析NO3--N、SO42-、As(Ⅴ)进水浓度和H2分压对砷酸盐去除效果的影响，为实际处理砷酸盐污染的微污染原水提供指导.2 材料与方法2.1 氢基质生物膜反应器试验采用氢基质生物膜反应器(MBfR)，装置如图 1所示.反应器由有机玻璃筒体、中空纤维膜组件、进出水管路、供氢管路系统及电磁搅拌装置等部分构成.反应器的核心部件为两束聚偏氟乙烯(PVDF)材质的中空纤维膜(膜过滤孔径为0.1 μm，内径0.85 mm，外径1.50 mm，总有效表面积为0.12 m2，共65根)，固定在筒体上下两端作为氢气扩散的管道和生物膜附着的载体.反应器下部泵入进水，上端出水口溢流出水，进水在中空纤维膜外部流动，H2在压力作用下以无泡形式从中空纤维膜的内层扩散到外层，在生物膜层中与氧化性污染物接触并发生还原反应.图1 MBfR结构示意图2.2 试验用水试验采用实验室模拟配水，以NaHCO33为无机碳源;以KH2PO4和Na2HPO4 · 12H2O为缓冲介质，使反应体系pH值保持相对稳定;同时加入营养元素以满足微生物营养需求，具体成分及浓度见表 1.实验中的目标污染物As(Ⅴ)以砷酸三钠(Na3AsO4 · 12H2O)的形式投加. 为了模拟真实的地下水情况，进水中加入一定浓度的在地下水中普遍存在的硝酸盐(NO-)和硫酸盐(SO42-)作为背景污染物(Xia et al., 2011b)，3种污染物的进水浓度随工况不同而变化.配制的进水存储于用铝箔包裹完全遮光的10 L玻璃瓶中，控制pH值在7.2左右，用高纯氮气曝气约20 min，去除水中的溶解氧.表1 实验室配水成分表2.3 实验方法2.3.1 氢自养菌的驯化及反应器的启动接种污泥取自上海市曲阳污水处理厂的厌氧池污泥，经过离心、清洗、重悬浮等处理后，用灭菌注射器取50 mL从反应器底部预留的放空口注入反应器，从进水口快速泵入人工配置的模拟进水，使反应器内水位达到正常水平.打开电磁搅拌装置，使反应器内部液体完全混合.控制H2分压为0.03 MPa，并调节进水泵流速至最小(0.3 mL · min-1，HRT=34.7 h)保持24 h，然后按照前述步骤再次打入50 mL污泥，继续运行24 h.通过48 h的运行，中空纤维膜面上的生物膜初步形成.将初步的生物膜进行一段时间的驯化，使生物膜长厚，生物量富集，并达到稳定的氢自养呼吸状态，即为反应器的启动阶段.改变氢分压为0.04 MPa，进水泵流速调节至1.0mL · min-1(HRT=10.4 h)，以促进微生物继续富集在膜外表面上.待出水NO13-N、SO42-还原率稳定后，添加0.5 mg · L-1 As(Ⅴ)，进行微生物对As(Ⅴ)还原的驯化.当As(Ⅴ)去除率达到稳定，则认为生物膜驯化完成，进入As(Ⅴ)还原影响因素实验阶段.2.3.2 影响因素试验MBfR去除As(Ⅴ)影响因素试验共考察NO3--N负荷、SO42-负荷、As(Ⅴ)负荷、氢分压4个因素，每个因素考察3~4个水平，每个水平运行持续时间为48 h.调整反应器水力停留时间为5.2 h(流速为2.0 mL · min-1)，每次改变工况后，让反应器稳定24 h(多于4倍水力停留时间)，即调节反应器回到平衡状态运行，可认为其达到拟稳态(Rittmann et al.， 004)，平衡状态的条件为:氢分压为0.06 MPa，进水NO13-N 10 mg · L-1，SO42- 25 mg · L-1，As(Ⅴ)0.5 mg · L-1.反应器稳定后开始取样，分别在第24 h、36 h和48 h取得3个出水和进水样品，分析其中各污染物浓度后分别取平均值.各系列试验保持在室温25 ℃，进水pH值7.2左右的背景环境下进行，流速均保持在2.0 mL · min-1.具体各试验运行条件见表 2.表2 影响因素试验的工况安排2.4 样品采集与分析每次试验出水取样时间为1 h，用注射器从完全摇匀的取样瓶中抽出适量水样，经0.45 μm的滤膜过滤后置于4 ℃的冰箱中保存.NO3--N、NO2--N、SO42-浓度通过离子色谱法(ICS-1000型，美国戴安公司)进行测定.As(Ⅲ)、As(Ⅴ)的检测采用LC(Agilent 1000，美国)-ICP-MS(Agilent Technologies 7700 Series，美国)联用技术测定，As(Ⅲ)和As(Ⅴ)分离的液相色谱条件为：Agilent CRC8色谱柱(150 mm×3 mm，3 μm);流动相：2.0 mmol · L-1四丁基磷酸铵、0.5 mmol · L-1乙二胺四乙酸二钠、体积分数为2%的甲醇.电感耦合等离子体质谱参数：功率1500 W，载气流量0.9 mL · min-1，补偿气流量0.25 L · min-1，进样深度8 mm，蠕动泵速0.3r · min-1，预混室温度2 ℃.采用pHS-29A酸度离子计测定pH.3 结果与讨论3.1 NO3--N负荷影响系列试验工况A下试验MBfR系统的出水水质和污染物通量如图 2所示.在进水中含有低浓度NO3--N(5、10 mg · L-1)时，出水中SO42-浓度分别为11.8和14.4 mg · L-1，出水As(Ⅴ)浓度分别为0.07和0.11 mg · L-1，总砷去除率稳定在76%左右.随着进水NO13-N负荷的增加，出水中其他污染物浓度不断增加，各自的还原通量不断降低.当NO3--N浓度达到50 mg · L-1时，出水水质恶化，出水As(Ⅴ)浓度为0.27 mg · L-1，其还原率为28.5%，还原通量201501200010.003 g · m-2 · d-1，而SO42-的还原通量则为零，其还原过程几乎停止，故而出现As(Ⅲ)的积累，总砷去除率仅为1.5%.同时，NO3--N还原也受到影响，出水中出现不完全还原产物NO2--N的累积，浓度高达5.3 mg · L-1，总N去除率仅有61.2%.综上所述，在处理含NO31-N、SO42-及As(Ⅴ)等污染物的污水时，NO3--N发生还原反应的顺序优先于SO42-和As(Ⅴ)，这与之前的一些研究结果相符.在恒定的氢分压及进水SO42-浓度下，NO3--N作为优先电子受体能在氢气限制条件下取得竞争优势，导致SO42-及As(Ⅴ)还原过程中电子供体氢气不足，同时因为系统中SO42-还原产物S2-含量不足进而导致总砷去除效果不佳.同时，反硝化过程中产生的中间产物(如NO21-N、NO和N22O)具有毒性，能和血红或非血红铁蛋白发生亲和反应，对还原性微生物产生抑制作用，因此，NO--N的累积会对As(Ⅴ)的还原反应产生影响.图2 出水中NO3--N、NO2--N和SO42-浓度(a)，总As、As(Ⅴ)和As(Ⅲ)浓度(b)及As(Ⅴ)和SO42-的还原通量(c)随进水NO3--N浓度的变化3.2 SO42-负荷影响系列试验在SO42-负荷影响系列试验中，保持进水As(Ⅴ)浓度为0. 5 mg · L-1，NO13-N浓度为10 mg · L-1，氢分压为0.06 MPa，考察了进水SO42-浓度在4个水平工况下氢自养生物膜对As(Ⅴ)的还原能力及总砷去除效果，结果如图 3所示.由图 3a可知，出水As(Ⅴ)及总砷浓度对进水SO42-浓度变化较为敏感，当进水中的SO42-浓度从25 mg · L-1上升到50 mg · L-1时，出水As(Ⅴ)略有提高，从0.07 mg · L-1提高至0.09 mg · L-1，还原率仅下降了7%，总砷去除率仅下降了4%.当SO42-浓度从50 mg · L-1上升到200 mg · L-1时，As(Ⅴ)还原效率明显降低，降低了33%，同时出水SO42-浓度基本和进水保持一致，其还原过程几乎停止，故而当进水SO42-浓度为200 mg · L-1时总砷去除率仅为1%.结果表明，进水SO42-浓度增加导致电子供体的限制水平相对升高，氢气可利用率相对降低，因此，As(Ⅴ)还原过程需要的电子供体供应减少.反硝化作用基本不受SO42-浓度变化的影响，总N去除率保持为99%以上(图中未显示).而SO42-浓度自身还原率随进水浓度升高而降低，出水的SO42-几乎随进水SO42-浓度呈线性增长，继而影响系统总砷去除效果.同时由图 3b可以看到，当SO42-的进水浓度从25 mg · L-1提高至50 mg · L-1，其还原通量随着进水浓度的提高而上升，而As(Ⅴ)还原率略有降低，表明当体系中SO42-浓度增加时，其对电子供体的竞争优于As(Ⅴ).当SO42-的进水浓度进一步提高至200 mg · L-1，SO42-还原通量反而下降，这可能是由于SO42-浓度过高对生物膜表现出了毒害作用，使得氢自养菌活性降低，同时由于SO42-对电子利用优于As(Ⅴ)，共同导致As(Ⅴ)的还原通量表现出明显的下降趋势.Chung等(2008a;2007b)利用氢自养生物还原处理三氯乙烯(TCE)和氯仿(TCA)时得出，同一反应体系中SO42-还原对氢气产生强烈的竞争，与本实验得出的结论类似.图3 出水中总As、As(Ⅴ)、SO2-4浓度和SO2-4还原率(a)及As(Ⅴ)和SO2-4的还原通量(b)随进水SO2-4浓度的变化3.3 As(Ⅴ)负荷影响系列试验除了共存污染物、电子供体影响因素外，目标污染物自身负荷对反应器运行效果也存在直接影响，根据全球主要地下水砷污染地区砷浓度，考察进水As(Ⅴ)浓度在4个水平中从0.25mg · L-1逐步提高至2 mg · L-1的工况下氢基质生物膜反应器对As(Ⅴ)的还原效果.在工况C 的运行期间，逐步提高进水As(Ⅴ)浓度(从0.25 mg · L-1至2 mg · L-1)，考察氢自养生物膜对As(Ⅴ)的还原效果，结果如图 4所示.从图中可以看出，在既定的氢分压和生物膜稳定状态下，提高进水As(Ⅴ)浓度导致As(Ⅴ)还原效率降低，其出水浓度从0.06 mg · L-1(进水0.25 mg · L-1)上升至0.84 mg · L-1(进水2 mg · L-1)，对应还原率由77.6%2015012000169.3%.生物膜还原的As(Ⅴ)通量逐渐上升，即As(Ⅴ)还原通量由0.005 g · m-2 · d-1上升至0.046 g · m-2 · d-1(图 4b).与此同时，出水SO42-浓度几乎线性上升，当进水As(Ⅴ)浓度提高至2 mg · L-1时，出水SO42-浓度基本与进水浓度保持一致，还原过程几乎停止，导致系统总砷去除效果随之下降，从70.0%(进水0.25 mg · L-1)2015012000147.3%(进水2 mg · L-1);与As(Ⅴ)还原通量变化情况相反，SO42-还原通量随着进水As(Ⅴ)浓度上升而降低，即由0.33g · m-2 · d-1逐渐减少至0 g · m-2 · d-1.NO13-N的还原没有受到工况变化的影响，总N 去除率保持在99%以上(图中未显示).结果表明，进水As(Ⅴ)浓度变化对反应器还原As(Ⅴ)及SO2-4的影响较大，进水负荷过高导致SO2-4还原效果显著降低，故S2-供应不足，系统出现As(Ⅲ)的积累，从而影响系统总砷去除效果.Chung等(2008b;2006b)在利用MBfR去除氧化性物质的试验中也得出类似的结论，即提高底物负荷导致标准通量和去除率呈现降低的趋势.图4出水中总As、As(Ⅴ)、SO2-4浓度和总As去除率(a)及As(Ⅴ)和SO2-4的还原通量(b)随进水As(Ⅴ)浓度的变化3.4 氢分压影响系列试验在已有关于MBfR的研究中，氢分压都被认为是非常重要的控制参数之一.作为电子供体的氢气在反应器中的供应是短缺还是充裕会直接影响到污染物的还原通量.本系列试验中，将氢分压从0.02 MPa逐步提高到0.08 MPa，考察氢自养生物膜对As(Ⅴ)的还原能力及总砷去除效果，结果如图 5所示.在进水NO-3-N、SO2-4和As(Ⅴ)负荷不变的情况下，当氢分压从0.02 MPa提高到0.06 MPa时，出水As(Ⅴ)的浓度从0.33 mg · L-1降至0.11 mg · L-1，还原率从17.9%升高到77.1%，还原通量从0.0017 g · m-2 · d-1上升到0.0087 g · m-2 · d-1.而当氢分压进一步提高到0.08 MPa后出水As(Ⅴ)浓度变化不大，为0.08 mg · L-1，还原率达79%，仅提高了2%，还原通量也趋于稳定.同时As(Ⅴ)的出水浓度虽没有明显变化，但SO42-的出水浓度却持续下降，且下降幅度较为显著.当氢分压从0.02 MPa提高至0.06 MPa时，SO42-还原率从2.5%上升至42.6%，还原通量也从0.015 g · m-2 · d-1提高到0.26 g · m-2 · d-1，增长了近20倍.当氢分压提高到0.08 MPa后，SO42-还原率提高至52.3%，还原通量为0.32 g · m-2 · d-1.随着SO42-还原效果不断提高，出水总砷浓度也随之降低，由0.02 MPa下的0.39mg · L-1201501200010.08 MPa下的0.10 mg · L-1，去除率也从3.5%提高至73.3%.由此可以看出，在氢分压高于0.06 MPa后，提高氢分压对SO2-4还原通量的影响比对As(Ⅴ)还原通量的影响大，这说明在氢分压0.02~0.06 MPa的范围内，As(Ⅴ)的还原受到电子供体数量的限制，氢分压是控制因素;而当氢分压高于0.06 MPa后，提高氢分压对SO2-4还原通量的影响比对As(Ⅴ)还原通量的影响大.这说明氢分压在0.02~0.06 MPa的范围内，As(Ⅴ)的还原受到电子供体数量的限制，氢分压是控制因素;而当氢分压高于0.06 MPa后，由于膜丝表面附着生长的氢自养菌数量有限，生物膜厚度不会随着污染物进水负荷增高而无限增长，随着H2供应增加，氢自养菌提供的电子数量达到自身限值，同时，SO2-4在电子供体竞争中占优势，共同导致As(Ⅴ)的还原受到限制，所以当氢分压高于0.06 MPa后不再为As(Ⅴ)还原的控制因素.同时SO2-4的还原通量在氢分压高于0.06 MPa后增长趋势变得缓慢，进一步证明由于生物量限制，氢自养菌对污染物降解存在自身极限。
水质砷超标解决方案(3篇)
第1篇一、引言砷是一种非金属元素，广泛存在于自然界中，包括土壤、岩石、水体等。
砷在自然界中以无机砷和有机砷两种形式存在，其中无机砷对人体健康危害较大。
近年来，我国许多地区的水质砷超标问题日益严重，严重威胁着人们的健康。
为了解决水质砷超标问题，本文将从以下几个方面进行分析和探讨。
二、水质砷超标的原因1. 自然原因（1）地质背景：砷在地壳中分布广泛，某些地区地质构造特殊，导致砷含量较高。
（2）土壤污染：土壤中的砷可以通过渗透、淋溶等方式进入水体，导致水质砷超标。
2. 人类活动原因（1）工业排放：一些化工厂、冶炼厂等工业企业在生产过程中，会产生含砷废水，若未经处理直接排放，会导致水质砷超标。
（2）农业污染：农药、化肥等农业生产资料中含有一定量的砷，不当使用会导致土壤砷含量增加，进而污染水体。
（3）生活污水：生活污水中含有一定量的砷，若未经处理直接排放，也会导致水质砷超标。
三、水质砷超标解决方案1. 预防措施（1）加强地质调查，查明区域砷背景值，为水质砷超标防治提供科学依据。
（2）严格控制工业废水排放，确保废水达标排放。
（3）加强农业面源污染治理，推广有机肥、生物农药等绿色生产技术，减少农药、化肥使用量。
（4）加强生活污水收集处理，确保生活污水达标排放。
2. 治理技术（1）吸附法吸附法是利用吸附剂对砷的吸附作用，去除水体中的砷。
常用的吸附剂有活性炭、沸石、硅藻土等。
吸附法具有操作简单、成本低、效果稳定等优点，适用于小规模水处理。
（2）离子交换法离子交换法是利用离子交换树脂对砷的吸附作用，去除水体中的砷。
该方法具有吸附容量大、选择性高、易于再生等优点，适用于中、大规模水处理。
（3）化学沉淀法化学沉淀法是利用化学药剂与砷发生反应，形成沉淀物，从而去除水体中的砷。
常用的化学药剂有硫酸铝、硫酸铁、硫酸铜等。
该方法具有操作简单、成本低、效果稳定等优点，适用于小规模水处理。
（4）膜分离法膜分离法是利用膜的选择透过性，将砷从水体中分离出来。
含有机砷废物无害化处理方法
２１ ０ ０年 ６月
辽 宁 师 范 大学 学报 （ 自然科 学版 ）
Ｊ ｕ ｎ ｌ ｆＬ ａ ｎ ｎ ｒ ｌ ｏ ｒ ａ ｉｏ ｉ ｇ Ｎｏ ｍａ ｉｅ ｓｔ （ ｔ ｒ ｌ ｃｅ ｃ ｉｉｎ ｏ Ｕｎ ｖ ｒ ｉｙ Ｎａ ｕ ａ ｉｎ ｅ Ｅｄ ｔ ） Ｓ ｏ
在一 定条件 下将 能溶 出的有机砷 全部氧化 转移到 水相 中， 余极 少 量砷保 留在 固相 当中并 不再 溶 其
出， 填埋后 仍保持 稳定状 态． 氧化 还原 电子方程 式为 ： 。 Ａｓ 一 ２ — Ａｓ ｅ 件
收 稿 日期 ： ０ ９ １ — ８ ２ ０一０２
作 者简 介 ： 瑞 广 （ ９０ ， ， 宁 大 连人 ， 连 东泰 产 业 废 弃 物 处理 有 限 公 司高 级 工 程 师 刘 １６ 一）男 辽 大
Ｖｏ ＿ ３ Ｎ０ ２ ｌ３
Ｊ ｎ ２ １ ｕ． ００
文章 编 号 ：０ ０ １ ３ （ ０ ０ ０ — ２ ６０ １ ０ —７ ５ ２ １ ） ２０ １ —３
含有机砷废物无害化处理方法
刘 瑞广 高麒 麟 刘 晓 明 ， ，
（． １ 大连 东 泰 产 业废 弃 物 处 理 有 限公 司 ， 宁 大 连 １ ６ ０ ；２ 辽 １ ６ ０ ．辽 宁师 范 大 学 生 命 科 学学 院 ， 宁 大 连 １ ６２ ） 辽 １０ ９
化 成五 价 砷 降 低 毒性 ， 后 进 行 固液 分 离 ， 然 废水 经 处 理 达 到 国家 相 关 排 放标 准 后 ， 放 至城 镇 污 水 处 理厂 ， 水 处 理 过 排 废 程 中产 生 的 废 渣 连 同氧 化 分 离 出 的废 渣 进行 固化 填埋 处 理 ， 到 无 害 化处 理 的 目的 ． 达
土壤修复技术介绍-废水处置
土壤修复技术介绍——废水处置技术以处理废水中铜、锰、砷等污染因子为例：结合污水处理行业常用污水处理方法，废水拟采用一体化污水处理设备，针对含锰废水采用曝气微电解法+锰砂吸附处理，含铜废水采用化学沉淀法+活性炭吸附处理，大石块冲洗后含砷废水采用曝气微电解法+活性炭吸附处理，一体化设备处理工艺流程如下：图1 废水处理工艺路线图①含锰废水处置工艺Mn2﹢在中性条件下的氧化速率很慢，难以被溶解氧氧化为二氧化锰。
一般来说，在pH值>7.0时，水中的Fe2﹢的氧化速率已较快，相同的pH值条件下，Mn2﹢的氧化要比Fe2﹢慢得多，因而水中锰的去除比铁要困难得多。
在pH值>9.0时，Mn2﹢的氧化速率才明显加快，溶解氧才能迅速地将Mn2﹢氧化成MnO2析出，因而最初常通过投加碱性物质提高水的pH值或投加强氧化剂等加快Mn2﹢氧化速率的化学方法除锰。
本方案采用微电解法+曝气氧化法+锰砂吸附处理的方式进行含锰废水处理。
主要步骤如下：pH调节：调节池中通过pH计自动加酸碱调节废水pH值至酸性。
微电解处理：调节池中初凝废水pH值调节至5~6，输送至铁碳填料微电解床，曝气使含锰废水与铁屑充分接触反应，形成氢氧化锰沉淀；调碱：微电解处理后废水输送至调碱池，加入片碱调节pH至9.5以上，曝气使Mn2﹢氧化MnO2析出，进一步去除Mn2﹢。
絮凝沉淀：絮凝池中加入PAC，助凝池中加入PAM使废水中悬浮物进一步絮凝沉淀，然后将废水输送至斜板沉淀池。
斜板沉淀：通过斜管作用，使聚合的颗粒沉淀底部，通过泥浆泵抽至泥浆浓缩灌。
pH回调：斜板沉淀池上清液进入pH回调池，调整废水pH值至中性。
过滤：pH回调后的废水，增压通过锰砂过滤器，通过锰砂催化氧化进一步去除废水中残余Mn2﹢。
检测与排放：过滤后废水经第三方检测合格后排放至附近水域，不合格废水再次进入调节池循环处理，直至达标。
污泥压滤与处置：浓缩后污泥输送至浓缩压滤设备，压滤后废水进入调节池废水处理流程，压滤后污泥送至水泥窑协同处置。
冶炼厂含砷、镉高浓度污水处理技术
采 用 石 灰 石 或 石灰 乳 与 污 水 中大 部 分 游 离 硫 酸 反 应， 生成 副产 品石 膏， 以外 售 作为 水泥 生 产 的掺 合 可 料， 在该段 中和 处理过 程 中不去 除重金 属离子 。排 出
液采用 二 段石 灰 中和 处理 ， 磷酸 镉沉 淀 法除镉 。 再用
去， 富集 在一 级洗 涤 设备 循 环液 中， 由净 化工 序 定 并
１ 引 言
冶炼 烟气 制 酸 总有 酸性 污水 排 出，同一生 产工 艺不 同， 排 出的污 水 、 害 的物质 成份 不 同； 矿源 有 同一
矿源 不 同， 生产工 艺污水 的性质 也有 很大 区别 。硫 酸
量排 出 的污 酸带 出制酸 系统 。它 与湿 法收 尘 的洗 涤 水 、 面及 设备冲洗 水 、 冒滴漏 等共 同组 成冶炼 厂 地 跑
ｔ ｅ ｍｅａ ｌ ｏ ｏ ｔ ｎ ｎ ｔ ｅ ｆ ａ ｆ ｕ ｎ ｅ ｈ ａｉ ｎ ｌｄｓ ｈ ｒ ｅ ｓ ｎ ａ ｄ ａ ｄ ｔ ｅ ｗ ｓｅｗａｅ ｆ ｒｔ ａｍｅ ｔ ａ ｅｒ ｃ ｃｅ ． ｈ ｔｌ ｃｉ ｎ ｃ ｎ ｅ ｔ ｈ ｎ ｌ ｌ ｅ ｔｍｅ ｔ ｅ ｎ ｔ ａ ｉｃ ａ ｇ ｔ ｄ ｒ ， ｎ ｈ ａ ｔ ｔｒａｔ ｅ ｔ ｎ ｎ ｂ ｅ ｙ ｌｄ ｉ ｉ ｉ ｅ ｔ ｏ ａ ｅ ｒ ｃ
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铁盐沉淀-絮凝法处理矿山低浓度含砷废水
铁盐沉淀-絮凝法处理矿山低浓度含砷废水来进贤;金明虎【摘要】The low concentration arsenic-containing mine wastewater was treated by iron salt precipitation-flocculation process. The factors affecting As removal were investigated,such as:the type of precipitant,the mole ratio of Fe to As (Fe/As),the valence of As,the reaction pH and the addition of polymer flocculant. Compared with polymeric ferric sulfate and ferric chloride,potassium ferrate had excellent performance to As removal. The removal rate of As(Ⅲ) was more less than that of As(Ⅴ)by iron salt. The As removal rate was increased with the increase of Fe/As. The effect of reaction pH on As removal was significant. Under the optimum conditions of using potassium ferrate as precipitant, Fe/As 12,reaction pH 5-7,polyacrylamide amount 0.5-1.0 mg/L,the As removal rate reached over 98%. The mass concentration of As in the effluent was below 0.05mg/L,which met the third grade standard of GB 3838-2002.%采用铁盐沉淀-絮凝法处理某矿山低浓度含砷废水,研究了沉淀剂种类、铁与砷的摩尔比(铁砷比)、砷的价态、反应pH以及添加高分子絮凝剂对除砷效果的影响.与其他铁盐沉淀剂(聚合硫酸铁、氯化铁)相比,高铁酸钾具有优异的除砷性能.铁盐对砷(Ⅲ)的去除率明显低于砷(Ⅴ).砷去除率随铁砷比的增大而提高.反应pH对除砷效果影响显著.以高铁酸钾为砷沉淀剂,在铁砷比为12∶1、反应pH为5~7、聚丙烯酰胺投加量为0.5~1.0 mg/L的最适条件下,废水的砷去除率达98%以上.处理后出水中砷质量浓度低于0.05 mg/L,达到GB 3838—2002《地表水环境质量标准》中Ⅲ类水质标准.【期刊名称】《化工环保》【年(卷),期】2018(038)003【总页数】5页(P328-332)【关键词】含砷废水;高铁酸钾;沉淀;絮凝【作者】来进贤;金明虎【作者单位】西北矿冶研究院?环境资源研究所,甘肃?白银?730900;西北矿冶研究院?环境资源研究所,甘肃?白银?730900【正文语种】中文【中图分类】X753砷是被公认的毒性最大的5种重金属之一，被国际癌症研究机构和美国疾病控制中心确定为一类致癌物质［1］。
高砷酸性废水除砷新工艺
第卷第期洛阳工业高等专科学校学报15 1 Vol.15 No.1年月 20053 Journal of Luoyang Technology College Mar. 2005砷在环境中多以无机砷存在，水体有、价。
目+3+5前，国内外主要仍以化学沉淀法处理含砷废水，尤其对高含砷废水更是如此，对高含砷废水的研究范围仍然局限在砷含量在以下。
人们先后研究并在工业中实际得1000mg/L 到应用的方法有石灰沉淀法、金属沉淀法，另外还有复合型脱砷方法，如石灰铁盐沉淀法_[1]、硫化石灰沉淀法_[2]等多种方法。
据文献报道，经过一定的处理后，砷含量都可降至以下。
但这些方法中都存在一个共同的问题：0.5mg/L 三价砷较五价难脱除，且三价砷的沉淀物不稳定，毒性较五价砷大，给后序处理带来难度。
因此，要想提高渣中砷的稳定性，就必需对三价砷进行氧化处理，尤其对高含砷废水，氧化就成为处理砷的关键。
对葫芦岛某厂铜电解车间高含砷废水进行了脱砷处理，根据其水质情况，采用催化剂活性炭对三价砷进行空气氧化，克服了空气对+3难点。
结果，以较少的氧化时间和较小的Fe/As 废水达标排放。
实验部分1 废水来源及水质1.1 试验废水取自葫芦岛某厂铜电解车间，废水水质如表所示。
实测，含量为。
1pH=0.114 As 9950mg/L 从表可以看出，该电解车间排放的废水属高浓1度含砷废水，同时该废水的和、、、等金属pH Zn Cd Pb Cu 离子的含量均严重超标。
实验仪器1.2 ①型分光光度计比色皿； 721(10mm )②型酸度计； PHS-2C ③标准测砷瓶。
除砷工艺1.3 工艺构成如图所示。
酸性废水经石灰乳一步处1(10%)理，调＝～，去除pH 34SO 42-离子。
取上清液后进行二步处理，用调＝～去除废水中的重金属离子同NaOH pH 9.010.0时减少沉渣的量以提高渣中重金属的含量。
经过处理，渣中砷的含量高达以上，此时渣中的砷多为五价砷，毒20%性小，性质稳定，含量高达以上，都有很好的回收Zn 24%价值。
金精矿焙烧后含氰与砷的污水处理
３２ 污 水除砷 ． 从 污 水水质 看 ，烟气 处理 后 排 出污水 都含有 浓
液， 剩余石灰吸收污水混合 ， 投加 ｃ， ｌ药剂进行二 段 除砷 ，经处 理后 的污水 用 渣浆 泵加压 扬送 到浓 密 池进行固液分离 ， 上清液返回使用， 底流经过滤机过
滤后 与水 泥进入 水 泥搅拌 机 ，搅匀后 的混后 物 装袋
ｌ 前
言
表 １ 盘精 矿焙 烧 、 淬水 调浆后 永质 成份 ｍ ／ ｇＬ
陕西煎茶岭镍 金矿 位 于陕西省 略阳县何 家岩
镇 ， １９ 年建成， 于 ９８ 选厂采用二段闭路破碎 、 一段磨 矿的碎磨流程 ， 选别为硫化矿全浮， 浮选尾矿氰化提
金 工 艺 选厂 产出 的金精矿 含 ｓ９ ７％ 、皇０ １％ 、 ．３ Ａ ．５ Ｈ ． ０ ％ 、 ｕ５ ．６ｇ ｔＡ ．９ｇ ｔ 于难选 ｇ０００９ Ａ ０４ ／、 ｇ２８ ／ ， 属
２ ２ ｌ 尘 ． Ｉ 殳
３ ．６ ５ ９ ８ ５ １ ．３ ８ ． ５ 微量 ３ ６ ７ ９ ０
３ 污水处理方法的选择
３ １ 氰化 物消毒 ．
目前处理氰化物废水的方法有碱式氯化法 、电 解法 、 臭氧化法、（ 空气法 ， 中最常的是碱式氯 Ｓ ｈ一 其 化法 ， 它是利用氯气或漂白粉破坏氰化物 ， 最后使其 完全氧化成二氧化碳和氮气 。氧化 １ Ｃ 需氯气 Ｎ ｇ ２７ 或漂 白粉 ｌ．５ｇ ．３ｇ ３６ 。即处理 １ 污水需氯气 ｍ
焙烧炉 出 口烟 气经 冷却 后进 人收 尘 系统 ，经 一
段慢速旋风分离器 、 二段高效旋涡收尘器进行粗收
作者简 介： 李运龙（９８ ， ， １６ 一）男 工程师， 主要就事给排工程设计。
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第１ 期
含砷废水处理方案比选
高浓度含砷废水处理方案比选国内目前处理含高砷、氟及重金属废水的方法主要有硫化沉淀法、絮凝共沉淀法、中和沉淀法、铁氧体法等,应用较多的是前两种。
对含砷浓度极高的废水,采用硫化钠脱砷, 再与厂内其他废水混合后一并中和处理(贵溪冶炼厂、金隆铜业有限公司等采用此法) ;对含砷浓度较低的废水一般采用石灰—铁盐共沉淀法(葫芦岛锌厂、安徽金昌冶炼厂、铜陵第一冶炼厂等采用) 。
下面就硫化沉淀法、絮凝共沉淀法、中和沉淀法、铁氧体法进行介绍。
1.硫化沉淀法硫化沉淀法是去除废水中的砷和多种重金属的常用方法，它的处理机理是在废水中加入硫化剂与砷生成难溶的硫化物，沉降分离除去砷。
常用的硫化剂有硫化钠、硫氢化钠、硫化氢等。
对于砷含量较高的酸性废水，采用硫化法可去除废水中约99%以上的砷，形成以三硫化二砷为主要成分且含量较高的含砷废渣，有利于砷的回收利用。
但该方法不适用于污水中的微量砷的去除，只适用于对工业生产的高含量砷的污水进行初步除砷，要使工业污水达标排放，还要辅助使用混凝法等其它方法。
而且最好在酸性条件下进行，否则沉淀物难以过滤。
另外，硫化沉淀后的清液中尚有过剩的S2-排放前要除H2S。
硫化剂本身有毒、价贵，因而还限制了它在工业上的广泛应用。
2.絮凝共沉淀法絮凝共沉法是目前处理含砷废水用得最多的方法。
借助加入（或者原有）的Fe2+，Fe3+，Al3+，Mg2+，Mn2+等离子，并用碱（一般是氢氧化钙）调到适当的PH。
使其水解形成氢氧化物胶体，这些氢氧化物胶体能把AsO43-Ca(AsO2)2、Fe(AsO2)3、CaF2及其它杂质吸附在表面，在水中电解质的作用下，氢氧化物胶体相互碰撞凝聚，并将其表面吸附物(砷化物)包裹在凝聚体内，形成绒状凝胶下沉，达到除砷的目的。
常用的絮凝剂有铝盐(如硫酸铝、聚合硫酸铝等)和铁盐(如三氯化铁、硫酸铁、硫酸亚铁、聚合硫酸铁等)。
其中，铁盐混凝法是利用FeCl3在水溶液中易水解成Fe(OH)3的性质，进行混凝吸附五价砷的方法。
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含砷的污水处理方法
污水处理是一项重要的环境保护工作，其中处理含有砷的污水是一项具有挑战
性的任务。砷是一种有毒物质，对人类和环境都具有潜在的危害。因此，开发高效
可行的含砷污水处理方法至关重要。本文将介绍几种常见的含砷污水处理方法，并
对其原理、优缺点及适用范围进行详细说明。
1. 活性炭吸附法
活性炭吸附法是一种常用的含砷污水处理方法。活性炭具有较大的比表面积和
孔隙结构，能够有效吸附砷离子。该方法的原理是将含砷污水通过活性炭床，砷离
子在活性炭表面发生吸附反应，从而达到去除砷的目的。该方法具有操作简单、成
本低廉的优点，但活性炭饱和后需要进行再生或更换，且对于高浓度砷污水处理效
果有限。
2. 氧化沉淀法
氧化沉淀法是一种常见的含砷污水处理方法。该方法利用氧化剂将砷离子氧化
成沉淀物，然后通过沉淀物的沉淀作用将砷离子从污水中去除。常用的氧化剂包括
氯气、过氧化氢等。该方法具有去除效果好、适用范围广的优点，但氧化剂的使用
量较大，操作复杂，且产生的沉淀物需要进行处理和处置。
3. 离子交换法
离子交换法是一种常见的含砷污水处理方法。该方法利用离子交换树脂对砷离
子进行吸附交换，从而将砷离子从污水中去除。离子交换法具有去除效果好、可循
环使用的优点，但需要定期对离子交换树脂进行再生或更换，且对于高浓度砷污水
处理效果有限。
4. 膜分离法
膜分离法是一种常用的含砷污水处理方法。该方法利用膜的选择性透过性，将
砷离子从污水中分离出来。常用的膜分离方法包括微滤、超滤、纳滤和反渗透等。
膜分离法具有去除效果好、操作简单的优点，但膜的成本较高，且需要定期清洗和
维护。
综上所述，含砷污水处理方法主要包括活性炭吸附法、氧化沉淀法、离子交换
法和膜分离法等。选择合适的处理方法应根据砷污水的浓度、水质要求、经济成本
等因素进行综合考虑。在实际应用中，可以根据具体情况选择单一的处理方法，也
可以采用多种方法的组合，以达到更好的处理效果。同时，为了保证处理效果和操
作安全，应定期监测和维护处理设备，并合理处置产生的废物和沉淀物。