含锰废水处理设计

1、武汉工程大学本科毕业设计论文武汉工程大学本科毕业设计论文含猛废水处理设计含锚废水处理_毕业设计猛是环境水质污染物的重要重金属监测指标之一，由于我国猛矿床多为中 小型矿床，制约了镭矿山建设的规模，现有猛矿山生产能力普遍较小。全国年 消耗1000万吨以上，居世界首位，但我国猛矿资源相对缺乏，富矿较少，在大 量猛矿的开采和深加工过程中由于设备和处理技术等各方面的制约，使我国的 含镭废料和含猛废水污染较为严重。本设计含猛废水污水处理站日处理量为 1200in3/d,进水的 CODcr 为 200mg/L, pH 为 9.5, SS 为 150mg/L,出水 CODcr 为 100mg/L, pH 为

2、6-9, SS 为 70mg/Lo本设计采用石灰乳沉淀镭离子，先将石灰乳和废水混合使废水的pH到达 9.5以上，产在水中溶解氧的作用下迅速氧化为MnQ析出，加入絮凝剂，通 过初沉池、二沉池絮凝沉淀MnO.,猛离子的去除率为94.3% o该工艺处理过的 出水可以达到污水综合排放标准一一GB897&1996的一级标准。AbtractManganese is one of the important indicators of heavy metal monitoring pollutants in water environment, because our country manganese d

3、eposit more for small and medium-sized deposits, restricted the construction scale of the manganese ore mountain, mountain existing manganese ore production capacity is generally small. National consumption of 10 million t, the highest in the world, but the relative lack of manganese ore resources i

4、n our country, the rich or less, due to in the process of large amounts of manganese ore mining and processing equipment and processing technology and so on various aspects, make our countrys waste and manganese content in manganese wastewater pollution is more serious. The author elaborates the man

5、ganese wastewater pollution control, and analysis has been made in research on governance so as to provide reference for related research. This design contains manganese wastewater sewage treatment station, capacity is 3600m3/d，CODcr is 200 mg/L water, pH 9.5, SS is 150 mg/L, effluent CODcr is 100 m

6、g/L, pH for 69,SS is 70 mg/L.This design USES lime precipitation manganeseion, mix lime milk and the waste water first, Join flocculating agent, through the heavy precipitation pool, pond, at the beginning of the manganese ion removal rate was 94.3%. The processes treated effluent can meet the integ

7、rated wastewater discharge standard GB8978-1996 level standard.武汉工程大学本科毕业设计论文14 III武汉工程大学本科毕业设计论文14 摘要Abtract TOC o 1-5 h z HYPERLINK l bookmark4 o Current Document 第一章总论11.1猛的性质及用途112含猛废水的特征、来源与危害1121含猛废水的特征.122含猛废水的来源.123含猛废水的危害124含猛废水治理技术的发展及研究现状1212131313131413结语111121设计依据2. 2设计原则 CJ2. 3设计范围和规模2

8、. 31设计范围2. 3. 2设计规模2. 4设计进出水水质和基础资料 第三章石灰乳的制备与投加32石灰乳的搅拌1431石灰乳的配制原则武汉工程大学本科毕业设计论文 V武汉工程大学本科毕业设计论文 151616342投加量的计算16343投加方式17344计量泵的选型171741投加量的计算1742 PAC的投加18第五章 工艺流程图及说耳1951工艺流程图1952工艺说明20第木童郴物的设计计算2133石灰乳的计量34石灰乳的投加341石灰乳浓度计算2161中和槽62初沉池2263二沉池242471管路水力计算247. 1. 1污水管径计算24 TOC o 1-5 h z 712污泥管径计算

9、257.2阻力计算26721中和槽进水阻力计算26武汉工程大学本科毕业设计论文武汉工程大学本科毕业设计论文722平流沉淀池进水阻力计算27723二沉池进水阻力计算27流沉淀池污泥管道阻力计算28725二沉池污泥管道阻力计算28第八章污水处理站总体布置2828总体布置811总平面布置原则288.2812总平面布置结果29高程布置30& 2. 1高程布置原则30& 22高程布置结果3194工程基本建设总投资95处理污水的日常运转管理费用31313133343536& 3工厂运输第九章技术经济分析.9. 1 土建费用9. 2设备费用93管材费用及其他费用 TOC o 1-5 h z HYPERLIN

10、K l bookmark60 o Current Document 第十章工程效益及环境保护3710. 1工程效益3710. 2环境保护39 HYPERLINK l bookmark62 o Current Document 参考文献39武汉工程大学本科毕业设计论文 #武汉工程大学本科毕业设计论文 VI致 谢错误!未定义书签。武汉工程大学本科毕业设计论文武汉工程大学本科毕业设计论文第一章总论1.1猛的性质及用途Mn是地壳中含量较丰富的一种元素，在地壳中的丰度为第十位，是含量仅 次于铁的重金属元素。猛是周期表中第25号元素，在基态时其电子构型是15, 25, 2P63523p63d, 45,第4

11、周期第7（VIIB）族的元素,最外层电子结构为3d, 可生成氧化态为-3-+7的化合物，是过渡金属元素中具有最多氧态的元素。在 自然界中形成有大约50余种Mn氧化物和氢氧化物矿物。但自然界中的Mn主 要呈n, IV价态，有时为m价态，在一个矿物相中可以存在有多种价态（例如 黑猛矿MiuO）。我国是世界上主要猛矿资源国和产猛国之一，猛矿储量位居世 界第7位，我国镒矿石共分为5个基本类型:碳酸猛矿石、氧化锈矿石、共生多 金属矿石、硫猛矿石和猛结核，其中最重要的是碳酸猛矿石和氧化镭矿石。虽 然我国有21个省、市、自治区査明有猛矿，但大多分布在南方地区，尤以广西 和湖南两省、区为最多，约占全国猛矿储量

12、的50%,因而在猛矿资源开采方面 形成了以广西和湖南为主的格局。猛是一种重要的金属元素，在工业上用途非常广泛。猛及其化合物应用于 国民经济的许多领域，其中钢铁工业是最重要的领域，用镭量占90% 95%, 主要作为炼铁和炼钢过程中的脱氧剂和脱硫剂，以及用来制造合金，其余5% 10%的链用于其他工业领域，如化学化工（制造各种含猛盐类）、轻工业（用于电 池、印漆等）、建材（玻璃和陶瓷的着色剂和褪色剂）、国防、电子，以及环境保 护和农牧业等。总之，猛在国民经济中具有十分重要的战略地位。1. 2含镭废水的特征、来源与危害1. 2. 1含猛废水的特征产生含链废水的磷矿选矿工业是一个资源、能源消耗高，污染物

13、产生量大 的工业行业，尽管几年来技术水平有所提高，环境保护工作不断加强，但磷矿 武汉工程大学本科毕业设计论文 武汉工程大学本科毕业设计论文 选矿生产企业在生产过程中对环境造成污染依然严重。调査结果表明，磷矿选 矿生产产生的废水中的猛有很高的超标倍数。企业的生产活动对企业周边的地 表水、地下水、河流底泥、土壤造成了严重污染。我国大多数此类生产企业， 由于环境保护意识不高、工艺技术落后、环境保护投入不足、环境保护执法不 到位等原因，对环境己经造成、并正在造成严重污染影响，一个磷矿选矿企业 污染一条河、污染一片土地的现象仍然较为普遍，有的甚至酿成了严重的环境 污染纠纷。1. 2. 2含镭废水的来源世

14、界上镒矿石总产量的90%以上用于生产镭系钛合金。钢铁企业的外排废 水中锈浓度相对较高，必须进行深度处理。猛代银生产不锈钢工艺突破后，电 解猛金属猛的需求量猛增。95%以上的电解猛生产企业是用碳酸猛矿为原料， 采用酸浸、复盐电解猛工艺，在电解猛生产过程中会产生大量的废水，其主要 废水污染源是钝化废水、洗板废水、车间地面冲洗废水、滤布清洗废水、板框 清洗废水、清槽废水、渣库渗滤液、厂区地表径流和电解槽冷却水等。每生产 It电解镭，大约排放工业废水3501。四氧化三猛的制备方法目前主要采用金属猛悬浮液法，每吨四氧化三猛用 水量520t,废水中含猛离子1CT46X10-4,远大于国家污水排放标准所规定

15、 的2x10,直接排放将对环境造成很大的危害。猛矿石矿井水污染还可分为矿物污染、有机物污染和细菌污染。在有些矿 山中还存在放射性物质污染和热污染。矿物污染有砂、泥颗粒、矿物杂质、粉 尘、溶解盐、酸和碱等；有机污染物有油脂、生物代谢产物、木材及其他物质 的氧化分解产物。细菌污染主要是受开采、运输过程中散落的岩粉、矿粉及伴 生矿物的污染。猛矿石矿井水的一大特点是猛离子含量高。矿井水中的猛是由 岩石和矿物中猛的氧化物、硫化物、碳酸盐及硅酸盐等溶解于水所致。氧化过 程中猛迁移于水中生成产，因此矿井水中镭主要以严形式存在。矿山开采 过程中，从井下排出大量废水废石，污染了河流，占用了大量农田、山林、草 场

16、、破坏了生态平衡。1. 2. 3含镭废水的危害猛是一种硬而脆的灰色金属，在水中常以溶解猛及悬浮猛的形态存在。地 下水中的猛通常是由岩石和矿物中氧化物、硫化物、碳酸盐、硅酸盐等形式溶 于水 中所致其危害性主要有：在对人体的危害方面，含猛废水进入生活饮用水中，由于水中猛的异味较 大，污染生活器具，使人们无法正常使用且会造成慢性中毒，我国生活饮用水 标准(GB5749 - 2006)将水中镭含量限制在O.lmL以下。含镭废水会对周边的土 壤及生态环境造成危害。过量猛的摄入会引起动物和植物中毒，主要表现为对 人和动物的神经系统产生毒害。渣废弃地一般通气透水性较差，易造成地表积 水，引起植物根部组织缺氧

17、，加上土壤重金属镒的毒害，植物生长严重受阻。 猛对线粒体有特殊亲和力，铉在富有线粒体的神经细胞和神经突触中，抑制线 粒体内三磷酸腺普酶和溶酶体中的酸性磷酸酶活力，从而影响神经突触的传导 能力。猛还能引起多巴胺和5 一经色胺含量减少。二者均具有抑制突触递质， 对抗乙酿胆碱的作用，因此锈中毒时脑基底节内多巴胺和5 轻色胺及其降解 产物减少，可部分地解释猛的神经毒作用。猛又是一种拟胆碱样物质，可影响 胆碱酷酶的合成，使乙駄胆碱蓄积，此与慢性猛中毒时出现震颤麻痹有关。在工业方面如纺织、印染、造纸、漂白粉和胶卷等行业，如果漂洗用水中 含有较高的链则会降低产品的色泽，影响其颜色的鲜艳度。如果使用含猛水作

18、食品和酿造用水，将严重影响食品的色、香、味等。水中含猛量超过一定值时, 还将导致生产设备出现故障而无法正常运行。如镒可使锅炉生成水垢和罐泥； 在油田的油层注水中，猛能堵塞地层空隙、减少注水量、降低注水效果。电解 用水中的猛能在阴极上生成膜而增大隔膜电阻，降低电解效率。在给排水管网方面，水中猛含量高，镭会沉积在管壁上而降低管道的通水 能力，其沉淀剥落或者猛在管道末端产生积淀时，将严重影响供水水质及堵塞 管道，增大水流阻力，即形成所谓的“黑水”或“黄水”，严重时还会引起管道 的腐蚀破坏。1. 2. 4含猛废水治理技术的发展及研究现状水中猛的危害己引起人们的普遍重视，然而产在中性条件下的氧化速率 很

19、慢，难以被溶解氧氧化为二氧化链。一般来说，当pH值7.0时，地下水中 的斤宀的氧化速率己比较快，相同的pH值条件下，产的氧化要比Fe“慢的 多，因而水中锈的去除比铁要困难很多。在pH值90时，加产的氧化速率才 明显加快，溶解氧才能迅速的将产氧化成MnO?析出。因而最初常通过投加 碱性物质提髙水的pH值或投加强氧化剂等加快产氧化速率的化学方法去除 猛。常用的有以下几种除锈方法：电解法在有外加电压和直流电通过的条件下，溶液体系中阳极发生氧化反应，阴 极发生还原反应。电解法处理含猛废水是利用电化学原理，使废水中的猛离子 在阴极被还原，并以单质形式沉淀下来，从而达到去除并回收资源的目的。以 处理含Mn

20、Ch的废水为例，阴阳极的反应分别如下：阴极:Mn2+2e-Mn阳极:2Cl-2e-*Cl2+电解法处理猛离子浓度较低的废水具有无二次污染，能耗少，能回收镒等 优点，是一种有发展前景的含金属离子废水的处理方法。潘琼等人进行了三维 电解法深度处理电解镭废水技术的研究，考察了电解时间、电解电压及猛废水 初始浓度对猛去除效果的影响，并确定适宜的反应条件:电解电压在20V左右条 件下含猛废水去除效率在97.22%以上，其排放浓度为l6mL,电解30mln时含 猛废水的去除效率在96.5%以上，处理后的排放浓度为1.8mL,猛废水初始浓 度在100mL左右条件下含镭废水去除效率最髙，在97.23%左右。因

21、此，对含 猛废水的三维电解法处理，宜把进水浓度控制在100mL左右，以达到最佳的处 理效果。实验表明，在填充活性炭与树脂的条件下，在低电压短时间内，充分 提高填充粒子的利用率，达到较好的猛离子去除效果。离子交换膜电解法离子交换膜-电解(简称离子膜-电解)是离子膜分离工艺与电解工艺的组 合。离子交换膜具有这样的特性，在直流电场的作用下，阳膜只允许阳离子通 过，阴膜只允许阴离子通过，称之为离子交换膜对不同电性离子的选择透过性。 离子交换膜对离子的选择透过性机理在膜中的迁移历程可用膜的空隙作用、静 电作用和外力作用下的定向扩散作用来解释。电渗析是一种分离过程，是在直 流电场的作用下，离子透过选择性离

22、子交换膜，从而使膜两侧溶液中的离子脱 除或浓缩的过程。离子膜-电解复合工艺结合了离子膜和电沉积两者的共同特点。一方面它利 用离子交换膜选择性地萃取出需要电沉积的离子；另一方面，在电沉积的作用 下的目标阳离子在阴极以金属单质的形式电沉积下来。钟琼等人采用离子交换膜-电解分离技术处理电解金属链生产废水，在实验 基础上确定极板距离为3cm、阴极区的最佳电解液为(NH4)20s；溶液及最佳pH值 为8.0。在最佳工艺条件下，电解猛废水猛的电沉积效率达到62.44%。铁氧体沉淀法铁氧体是一种以铁的氧化物为主的多元复合物，其化学通式为MxFe304o根 据复合铁氧体形成机理不同，可以将其原理分为中和法和氧

23、化法。中和法是将 二价、三价铁盐加入待处理废水中，用碱中和形成合适的条件而直接生成尖晶 型复合铁氧体晶体。而氧化法则是将F/+加入到待处理的废水中，调节pH值，然后用曝气(或其 它方法)氧化形成尖晶石型复合铁氧体。其大致形成过程如下：F0+2OH JFe(OH)2 ；3Fe(OH)2+0.502FeO.Fe2O3+3H2O ；FeO-FezOj+MnFetFe- Fei.x2+Mn2+xO4。罗超等人进行了运用铁氧体沉淀法处理含猛废水的研究，对铁氧体与镭共 沉淀进行了中和法和氧化法两种方法的试验研究，并探讨了主要技术参数。结 果表明:MiP+的浓度在110mL-330mL的范围内，处理的结果均

24、能达到国家工业污 水的排放标准。Fe2+的投入量应保证其为废水中总离子量的114倍以上，而且 由于Fe2+和F0的混凝沉淀作用，测定处理后的出水pH为68。处理工艺的最佳条件:使用中和法时，在pH=10,投料比为4, M2+的去除 率可达99.91%,出水浓度为0.094mL；使用氧化法时;常温下在投料比为12,曝 气时间为6min的条件下，Mn2+的去除率可达99.96%,出水浓度为0.049mL。铁屑微电解法铁碳微电解的作用机理:铁碳微电解工艺的电解材料一般采用铸铁屑和活 性炭或者焦炭，当材料浸没在废水中时，发生内部和外部两方面的电解反应。 一方面铸铁中含有微量的碳化铁，碳化铁和纯铁存在明

25、显的氧化还原电势差， 这样在铸铁屑内部就形成了许多细微的原电池，纯铁作为原电池的阳极，碳化 铁作为原电池的阴极；此外，铸铁屑和其周围的炭粉又形成了较大的原电池， 因此利用微电解进行废水处理的过程实际上是内部和外部双重电解的过程，或 者称之为存在微观和宏观的原电池反应。其电极反应如下：阳极:Fe2e-Fe2+Fe-eFeEo(Fe2+/Fe)=0.144( v)Eo(Fee2+)=0.177(v)阴极:2H+2e-H2当有02时：Eo(H+/H2)=0.00(v)O2+4H+4e-2H2OEo(02/H2O)=1.23( v)O2+2H2O+4e-4OH EofOi/OH )=0.40(v)由上

26、述反应的标准电极电势E可知，酸性充氧条件下电极反应的Eo最大，反 应进行得最快。用铁屑微电解法处理电解镭酸性废水时，一方面废水中分散的 胶体微粒、极性分子、细小污染物受微电场的作用，向相反电荷的电极方向移 动，聚集在电极上，形成大颗粒而沉淀;另一方面电极反应不断消耗废水中的H+, 使得OH一浓度增高，当达到一定浓度时，废水中的一些重金属离子就会转化为 溶度极低的金属氢氧化物而沉淀，从而达到处理含猛废水的目的。周培国等人 研究了pH值、停留时间、处理负荷、铁屑粒径、铁碳比对微电解技术处理工业 废水的影响。研究表明:一般低pH值时，因有大量的H+,而会使反应快速地进 行，但也不是pH值越低越好，因

27、为pH值的降低会改变产物的存在形式，如破坏 反应后生成的絮体，而产生有色的废水使处理效果变差。而pH值在中性或碱性 条件下，许多实际运行表明进行得不理想或根本不反应。因此一般控制在pH值 为偏酸性条件下，当然这也因根据实际废水性质而改变，pH值范围为365。停 留时间还取决于进水的初始pH值进水的初始pH值低时，则停留时间可以相对取 得短一点相反，进水的初始pH值高时，停留时间也因相对的长一点。停留时间 还反映了铁屑用量，停留时间长也就是说单位废水的铁屑用量大。铁屑粒径一 般的粒度以6080目为佳。按经济因素考虑应选焦炭为最佳，具体设计参数为 Fe/C (体积比)=115。喻旗等人在实验室研究

28、的基础上，成功地将微电解技术用于湘西自治州6家 电解猛厂工业废水的处理，运行中严格控制反应池的进水流量，确保反应池中 有足够的铁屑填料。实际运行中，进水pH值一般在56左右，可以不加酸。出水 pH值接近中性，只需投加少量的Ca(0H)2调至pH值为9即可收到满意效果。经湘 西自治州环境检测站对自治州6家采用该工艺处理钝化废水的电解猛厂验收监 测，结果表明，废水处理后Mn的去除率均高达99%,处理后的含猛废水达到国 家排放标准。此外，欧阳玉祝等人采用铁屑微电解法对含猛废水的处理进行了研究。结 果表明，铁屑用量15%、废水pH值4.0、反应时间为120min的条件下，M1F+去 除率均可达99.7

29、%以上，出水pH值为69。该方法经电解镭厂处理运行表明Mn2+ 的去除率为95.53% o化学沉淀法一直以来，治理含重金属离子废水的方法有很多，其中应用最广泛的是化 学沉淀法处理重金属离子废水，化学沉淀法是向水中投加化学药剂，使之与水 中溶解性的物质发生化学反应，生成难溶化合物，然后通过沉淀或气浮加以分 离的方法称之为化学沉淀法。这种方法能去除水中的钙、镁硬度以及重金属(如 Hg、Zn、Cd、Cr pb、Mn等)和某些非金属(如AS、F等)离子。何强等人研究了化学沉淀/混凝沉淀工艺序批式处理电解猛废水，采用石灰 中和/板框压滤机加NaOH反应沉淀/混凝沉淀工艺序批式处理电解镭厂含猛废水 工程调

30、试结果表明，当进水量为120-160m7d,进水pH为3.555、Mn含量为 55700mg/L、ss为200-260inL时，出水pH为6.575、Mn含量为0.81.5mL, ss为 5-16mL,出水水质可以达到污水综合排放标准(GB8978-1996)的一级标准。 在石灰中和反应+NaOH反应沉淀+混凝沉淀的序批式处理工艺中，严格控制反 应器的pH值及保证足够的沉淀时间是关键因素。过氧化钙沉淀法过氧化钙是重要的无机过氧化物，具有无毒、无害，能在水及潮湿空气中 缓慢分解释放氧生成氢氧化钙的特点，有效氧的体积分数高达22.2%。过氧化钙 对紫外线有很强的吸收作用，具有杀菌、消毒、漂白、增氧

31、的性能，在农业、 水产养殖、食品加工、环境保护、医疗、冶金等领域有广阔的应用前景。 采用过氧化钙去除废水中重金属离子的原理如下：CaO2+HCa(OH)2+OMn2+OMnO2Mn2+2OHMn(OH)2Mn4+4OH-*Mn(OH)4张嫦等采用过氧化钙沉淀法对工业废水中的猛离子进行处理试验研究，研 究表明:在室温下，废水中重金属离子的质量浓度为猛3558mL,废水经一次处 理后猛pH均达到国家污水一级排放标准。最佳处理工艺条件为:过氧化钙用量 0.1%0.2%；处理时间30min；处理温度为室温；处理过程中不调整pH值。(7)絮凝沉淀法絮凝沉淀法处理含猛废水的原理:当pH达到一定值时，废水中

32、会产生 Mn(OH)2 (部分被氧化为Mn(0H)4)胶体微粒，胶体由于带电而在溶液中维持双电 层。胶体表面吸附层与溶液之间存在屯电势，当屯电势越高，胶体越稳定;胶体 屯电势越低，稳定性越差。故降低胶体的屯电势，能破坏其稳定性而使之沉降。 废水添加混凝剂后，会压缩双电层能降低胶体的屯电势，使其脱稳快速沉淀。樊玉川提出了石灰-碱式氯化铝处理电解猛的方法，并通过试验证明pH值控 制在8510的条件下可获得较好的处理效果，最佳的碱式氯化铝的投加量为 50mg/L,先加石灰搅拌5min,在加碱式氯化铝搅拌5min,沉淀时间为 60-120min.全流程试验结果表明，废水釆用此方法处理后，锭由397mL

33、下降到 0.2mLo姚俊等人研究了分别利用聚合氯化物，聚合氯化物-硅酸盐、聚合氯化物 铁盐、聚合氯化物-有机高聚物、有机高聚物、聚合氯化物-有机高聚物-pH调节 剂等作为混凝剂处理含镭废水。研究结果表明，处理含镭工业废水的最佳pH为 9.5,在pH为95时，聚合氯化物最佳投加量为35mL,最佳的混凝剂为聚合氯化 物-有机高聚物-pH调节剂，经聚合氯化物-有机高聚物-pH调节剂处理的含链废 水，MB含量达到国家排放标准，Mn2+去除率99.76%。粉煤灰法从粉煤灰的物理化学性质来看，粉煤灰去除废水中的有害物质主要是通过 吸附。由于粉煤灰的比表面积较大、表面能高，且存在着许多铝、硅等活性点, 因此

34、，它具有较强的吸附能力，吸附包括物理吸附和化学吸附，物理吸附效果 取决于粉煤灰的多孔性及比表面积，比表面积越大，吸附效果越好。另外，由 于粉煤灰是一种多孔性松散固体集合物，孔隙率较大，因此，废水通过粉煤灰 时，粉煤灰也能过滤截留一部分悬浮物。但粉煤灰的混凝沉淀和过滤只是对吸 附起补充作用，并不能替代吸附的主导地位。国内外研究表明，粉煤灰对水中 吸质的吸附包括3个连续的过程:第一、颗粒的外部扩散(膜扩散)过程;第二、孔 隙扩散过程，即扩散到吸附剂表面的吸附质向空洞的深处扩散;第三、吸附反应 过程，吸附质被吸附在颗粒的内表面上。江辉等人进行了含镭废水的粉煤灰处理的研究，测定了影响粉煤灰吸附特 性的

35、几种因素:重金属离子浓度、吸附时间、粉煤灰颗粒度以及待吸附液的pH等; 结果表明:在其它条件相同的情况下，随着废液MF十浓度的增大，去除率逐渐 降低，MiP+浓度越小，吸附率越高，这是因为粉煤灰的蜂窝状结构的吸附能力 有限，当其达到饱和时，就不能再吸附了，此时就需要及时增添粉煤灰，说明 低浓度Mi)2+有利于粉煤灰对它的吸附；在吸附中60min为最佳震荡时间；随着 粉煤灰粒度的减小，去除率增加；pH值应控制在中偏碱性(pH值约为8.0最好)范 围。猛砂法根据溶胶粒子优先吸附和它组成相同或相近的粒子这一规则，含有MI1O2的 猛砂能够很好的吸附水中M2+。有关研究认为MI1O2吸附后因使之氧化成

36、镭的四 价氧化物沉淀下来而被滤除，与此同时，MnO2本身被还原为MnzOj,可见M11O2 起电子交换剂的作用。其除锈机理可用下面两个步骤表示：猛砂通过离子交换作用吸附水中的Mn2+MnO2An+Mn2+MnO2Mn2+An+GV+为镭砂表面的阳离子)水中溶解氧在Mn02催化作用下把被吸附的M“+氧化成为MnO2,与此同时，MiiOife催化氧化作用，本身被还原为MI1203。4MnO2- Mn2+2022Mn2O3- MnOz郝火凡等人进行了镭砂与活性炭处理含猛废水的对比试验的研究。研究表 明:在含镭废水的处理过程中，水流速度及pH值是最重要的两个影响因素。同样 的处理条件下，水的流速越小，

37、去除效果越好。当pH值在658.5时去除效果最 好。试验表明:用天然猛砂完全可以替代活性炭来进行含镭水的处理。(10)高岭土吸附法高岭土主要由高岭石、伊利石和石英等组成，且实验已经证明对废水中的 M十起吸收作用的主要是高岭石。高岭石是一种自然界常见的铝硅酸盐粘土矿 物，广泛存在于沉积物和土壤中；四面体的六方网层与(AlO2(0H)4扒面体层按 1:1结合而成的典型层状结构)。纵面上，每个结构单元层间靠氢氧-氢键连接， 形成层状堆叠形态；横面上，A1O2(OH)4八面体层中的3个OH有2个被O所取代。 数个类似的结构单元层堆积形成高岭石独有的电荷性质。当高岭石与溶液接触时，通过搅拌，固、液两相发

38、生电荷转移，从而使高 岭石晶体表面带电，此时高岭石表面表现出两种不同电荷属性的层面和端面， 其层面晶体结构中的Al“、A1”易被带有较低电荷的阳离子取代，带恒定的负电 荷；其端面受溶液中pH值影响，在酸性条件下带正电，在碱性条件下带负电。 在吸附镭的实验中，层面上，髙岭石内部的A1叭A1”易被溶液中低电荷的M2+ 取代，降解了部分MP；在弱碱性条件下，端面带负电，也对M1P+有一定的吸 附作用。层面与端面的共同效应使高岭石对废水中的Mi2+有较强的吸附能力， 且吸附后的Mi2+稳定，难以解吸，不会造成再次污染。因此，高岭石去除污水 中的猛离子，主要是吸附作用和沉淀作用。在碱性条件下，部分猛离子

39、因沉淀 而被去除，根据碱性条件下PH值分别为8.47, 920, 10.93时锈的去除率，算出由 于碱性环境而导致的猛去除率只升高了9.40%,也就是说，废水中的大部分猛离 子是由于高岭石的吸附作用而被降解，吸附作用表现为高岭石表面上的层面络 合吸附、阳离子交换吸附、端面上正负电荷吸引引起的静电吸附等。詹旭进行了高岭土吸附剂去除含链废水中镭离子的实验研究，试验表明高 岭土处理含M2+废水的最佳条件是控制pH值在7.58.5间，搅拌时间为30min, 粒度为0.177,吸附剂与水量比为129:1,当起始的p(Mn2+)为100mL时，M2+的去除率超过90%,其排放符合工业废水排放一级标准（GB

40、89781996）。1.3结语近几十年来，国内外的水处理专家在除铁、除镒工艺上的研究已经取得了 丰硕的成果，而这些研究成果绝大多数局限于对地下水的处理应用上。新型地 表水除铁、除猛工艺的研究拓展和补充了除猛工艺技术，将为水处理工作积累 起宝贵的实践经验和理论成果，同时也将体现其应有的市场价值和社会价值。我国大多数含镒废水的处理方法只注重排水的达标，而忽视浓缩产物的回 收、利用及无害化处理，任其流失在环境中，并造成二次污染，这也是目前我 国含锈废水防治中存在的最突出、最严重的问题。一般情况下，含镭废水无论 釆用何种处理方法都不能使猛分解破坏，只能转移其存在的位置和转换其物理 和化学形态。如，经絮

41、凝沉淀后，废水中的猛离子从溶解的离子状态转移为难 溶性化合物后沉淀，从水中转移至污泥中;于是含猛废水处理后形成两种产物: 一是达标的出水，另一种是含有从废水中转移出来的大部分或全部的含镭污泥。 但是随着人们对资源利用和环境保护认识的日益理性化，单纯的回收重金属和 污染控制是不够的，现在最好的发展方向是在回收猛的同时，回用原来作为“达 标排放”的废水，最大限度的利用资源，最大限度的向清洁生产的理想模式一 “零排放”靠拢，含猛废水处理技术的研究，将以往被动的“开环式”（废弃- 控制-达标-排放）的环保模式向积极的“闭环式”（废弃-回收-回用）的环保模式 转换，将污染消纳于生产之中。目前处理含猛废水

42、的方法中，絮凝沉淀法和铁屑微电解法处理电解猛工业 废水的研究较多，技术较成熟，但处理成本高。其他技术由于还不成熟所以很 难运用到工业实际中。最常见是传统的石灰中和水解法。本次设计中采用碱化除镭法，此工艺操作简单，适合小水量的污水处理站, 不仅对Mn、SS有较好的去除效果，而且工艺简单方便，经济方面可行。第二章设计任务说明2.1设计依据中华人民共和国环境保护法中华人民共和国水污染防治法污水综合排放标准(GB8978-1996)给排水设计手册第112册建筑给排水设计规范(GBJ15-88)污水处理工程设计、城市污水处理设施设计计算、废水处理工艺 设计计算、水处理工程师手册、环境工程手册、水污染防治

43、卷、 水处理构筑物设计与计算、水污染控制工程、污水处理工程设计、 城市污水处理设施设计计算相关计算例题和设计参数2. 2设计原则采用碱化除镭法，经处理后出水水质达到国家规定的畜禽养殖业行业 标准，并且使其对周围的水体的影响降至最低程度，以确保污水站周围的环境质 量。尽可能采用组合化构筑物，减少占地面积、节省工程投资。采用技术 成熟可靠、富有针对性、处理效果稳定的工艺，以保证污水处理系统长期连续运 行,出水水质稳定达标。尽可能采用节能技术和高效设备，基础投资合理，运行费用低，运转方 式灵活，尽可能以较小投入取得尽可能大的收益。管理简单，操作方便，平面布 置力求紧凑、合理。运行管理方便，并可根据进

44、水水质波动,调整运行方式和参数，最大限度 发挥处理构筑物的处理能力。针对本工程废水排放的实际情况，采用技术先进并成熟可靠的废水处 理技术，处理工艺尽可能考虑运行操作的灵活性，综合考虑投资和运行费用之 间的关系，争取达到最佳经济效益便于实行工艺过程的调整，提高管理水平，降 低劳动强度和人工费用。2. 3设计范围和规模2. 3.1设计范围本工程设计范围为含猛废水处理的全过程（包括工艺流程的确定，构筑物的 设计计算，工艺设备及溶药罐的选型,废水处理站的平面布置）。所处理的污水 来源于磷矿釆矿废水尾水。2. 3. 2设计规模本设计的水量为1200m3/d,设计每天的运行时间为24h。2. 4设计进出水

45、水质和基础资料设计进出水水质如表2.4.1 ,出水水质按照污水综合排放标准GB8978-1996的一级标准，如表24.2所示：表24.1水量CODNHj-NSSMn(m3/dp(mg/L(mg/L(mg/L(mg/L)n)9360020020150355表 2. 4.2水量PCODnh3-nSSMn(m3/dH(mg/L(mg/L(mg/L(mg/L) ) ) )360061001570 1000密封式机械搅拌溶液槽（容积为l4nP；电动机功率为1.0RW,转速为 1000r/min）3- 3石灰乳的计量本设计采用湿法计量，湿法计量流程：粉仓f螺旋给料机f消化器f配稀浆槽计量泵。采用变频调速螺

46、旋给料器和计量泵计量，如图3-2图3. 3带有生石灰装置的湿法计量系统1-生石灰储存箱；2-变频调速螺旋给料器;3-熟化器;4-石灰乳搅拌箱；5-计量泵；6-软化反应装3. 4石灰乳的投加3. 4.1石灰乳浓度计算釆用计量泵时，石灰乳液浓度不能超过4%,故石灰乳液的浓度取4%。1L 石灰乳液中0H=2x 小 =1.07 mol/ L563. 4. 2投加量的计算由于要使废水的pH升至9.8以上，设计pH=10o原水pH=9.5,设1L废水的投加量为X,则武汉工程大学本科毕业设计论文武汉工程大学本科毕业设计论文10-(14-10)= K)g叫 1 + 1.07 XXT+x解得 X =4.76x1

47、07所以石灰乳的投加比例为1:4.76x10-投加量M = 50 x 24x 10 x4.76xlO-5 = 57.12厶/ =2.38L/h=0.66ml/s3. 4. 3投加方式由于投加量很小，不能使用水射器投加，故采用管道于混合池周边投加。3. 4.4计量泵的选型由投加量知计量泵流量为2.38L/11,故选丿严2.5/1.0型柱塞计量泵，性能如表3. 4流量排出压泵速电动进、型号力机出口(L/h)(次功率直径(kg)(MPa)/min)(kW)(mm)J.W2.5/1.02.50.11.300.125200第四章 混凝剂的溶解与投加4.1投加量的计算设计流量0 = 50m/h = 001

48、4m3/s。根据原水水质及水温，参考有关污水处 武汉工程大学本科毕业设计论文 武汉工程大学本科毕业设计论文 理厂的经验，选择絮凝剂聚合氯化铝(PAC),采用计量泵湿式投加，聚合氯化 铝含量3=5%,最大投加量a=5mg/L,每日配制次数n=l溶液池容积岭V, = = -= 0.13/n31417 加 417x5x1溶解池容积匕V2 =0.3% =0.3x0.13 = O.O4m3由于投加量较小可以采用SAM型自动溶药设备，如图4-1：图103沁1型加药设备外形尺寸图4.1 SAM型加药设备外形尺寸4. 2 PAC的投加絮凝剂和废水的混合是取得良好絮凝效果的重要前提。影响混合效果的最 主要因素是

49、混合的方式。混合的方式主要有管式混合、水力混合、水泵混合以 及机械混合等。由于本设计水量小，不需要设置专用的混合池，水量变化小， 故采用管式静态混合器。管式静态混合器效果好，安装容易，维修工作量小。静态管式混合器是在管道内设置若干固定叶片，并按照一定角度交叉组成。 水流通过混合器时形成对分流，同时产生涡旋方向旋转及交叉流动，达到混合 效果。本设计拟在混合池至初次沉淀池段设置两段管式混合器，一备一用。管道 内水流速度v=lm/s,静态管式混合器设2节混合原件，即】=3。混合器距离初 沉池10m,混合时间为13So静态管式混合器直径为：2摂=2船“34丽第五章工艺流程图及说明5.1工艺流程图石灰乳

50、制备 I水生石灰*生石灰给料机石灰乳搅拌箱石灰乳达标排放污泥外运图例：排水走向A排泥走向图51工艺流程图5. 2工艺说明带生石灰装置的湿法计量系统针对本设计污水流量较小，水质水量变化不大，石灰乳需求量变化不大， 所以采用此套系统，一备一用。此系统易于检修，生产的石灰料浆稳定，较无 生石灰计量装置的计量系统性能更稳定，更易于控制。SAM型自动溶药设备及静态管式混合器SAM型自动溶药设备一备一用。静态管式混合器较同类型的其他混合器效 果好，容易安装，维修工作量小，但是水头损失大，流量过小时效果下降。适 合水量小、流量变化较小的水厂。中和槽将尾矿库废水直接输送至新建的中和槽中，废水停留30min,通

51、过中和池搅 拌器的搅拌桨进行搅拌，使石灰乳与尾矿库废水混合均匀，混合后的废水由中 和池泵送入下一沉淀工序中。初沉池平流沉淀池沉淀效果好，对水量和温度变化适应能力强，故此选用单斗平 流沉淀池，去除对象是悬浮固体，可以去除SS约40%50%。根据含猛废水的 沉淀机理，在添加石灰后生成白色Mn(OH)2絮体,在絮凝剂PAM的作用下絮 凝沉淀，沉淀时间20min,出水悬浮物较少，同时可以降低原水的浊度、色度等 水质的感观指标。二沉池利用悬浮固体与污水的密度差以达到固液分离的目的，同时进行污泥浓缩。 去除大部分的ss和部分COD。板框压滤机本设计产生的污泥含水量96%以上，且较难浓缩，故采用BAS2/3

52、20型板框 压滤机。尺寸如表52表5. 2 BAS型板框压滤机性能规格型号过滤面板内尺 积寸m2mm版外尺 寸mm滤饼厚 度mm框 数 块BAS2/3320 X375 X2251020320375外形尺寸mm板有效容工作压重 型号数积力量块LMpa kg1495X6501 475X600BAS2/392520第六章构筑物的设计计算6.1中和槽停留时间t=0.5h,贝IJ容积= 50 x1.1 x0.5 = 27.5F,取混合池宽度V 77 5B=5m,有效水深h=2m,贝!中和槽长度L =2.75m ,取其长度为5m。 BH 5x2由于混合池较大，所以选用ZJ-700型折桨式搅拌机2台，性能尺

53、寸如表6-1 表6.1 ZJ-700型折桨式搅拌机性能及外形 尺寸型号功率池型尺寸桨叶转速(kW)(mm)底距(r/min )AxB池底H高E(mm)ZJ-70 41200 x120 50 100850006. 2初沉池初沉池:Q=50m3/h=0.014m3/s,Qmax=0.075m3/s沉淀池的表面积AA=3600Qmax/q=3600 x0.075/1.5=180m2q=1.5m3/(m2-h)式中Qmax设计最大流量，n?/s；q表面水力负荷，m3/(m2 h),初次沉淀池一般取1.5-3m3/(m2 h), Z2次沉淀池一般取12m*(m2h)。沉淀区有效水深h2h2=qt=L5x

54、l.67=2.5mt=1.67h式中t沉淀时间，h；初次沉淀池一般取l2h,二次沉淀池一般取l525h。沉淀区有效水深一般取2-3mo沉淀区有效容积VV,=Ah2=180 x2.5=450m3沉淀池长度LL=3.6vt=3.6x5xl.67=30m式中v最大设计流量时的水平流速,min/s； 一般不大于5mm/s。沉淀池总宽度BB=A/L=180/30=6m沉淀池座数n=B/b,取 n=l5b=6m校核：L/b=30/6=54,L/h2=30/2.5=128式中b每座沉淀池的宽度，mo平流沉淀池的长度一般为30-50m,为了保证污水在池内的均匀分布，池长 与池宽之比一般取35。污泥区容积VV=

55、Qmax-86400 (Co-Ci) -1OO T/1OOOy(1OO-Po)=0.075x86400 x(150-70)x100 x2/1000 x1000 x(100-96)=25.92m3式中co,Cl沉淀池进水和出水的悬浮固体浓度，mg4；Y污泥容重，kg/in3,含水率在95%以上时，可取1000kg/m3； po污泥含水率，取96%；T两次排泥的时间间隔，d,初沉池按2d考虑。(8)污泥斗容积ViVi=hr4(sl+s2+siS2)/3取 ai=3.0m,a2=0.5mhr4=(al-a2)tan60/2=Vi=l/3x2.17x(32+0.52+Vf(32 + 0.52)=7.7

56、8m3式中Si，S2贮泥斗的上下口面积，m2。(9)污泥斗以上梯形部分污泥容积V2V2=(Li+L2) xh4xB/2h4=(L+0.3b) xO.01=(30+03-6) x0.01 = 0.243mLi=L+03+05=30+0.8=30.8mL2=b=6mV2=(Li+L2)hn4xB/2=(30.8+6) x0.243x6/2=26.83m3V=Vi+V2=7.78+26.83=34.61m325.92m3,符合要求 式中Li, L2梯形上下底边长，m。(10)沉淀池总高度hh=hi+h2+h3+h4=0.3+2.5+0.5+2.413=5.713 h4=hr4+h,r4=2.17+0

57、.243=2.413m初沉池两座一备一用。6. 3二沉池沉淀池表面积A = Omax经査资料。取=则,A = = 18O/n21.5二沉池的有效水深日7 = 1 5x2 = 3？A二沉池的污泥容积因本设计不需要污泥回流，可取最大污泥回流比R=10%,则污泥斗容积匕=RQma厶=10% x 270 x 2 = 54第七章污水管路和阻力计算7.1管路水力计算7.1.1污水管径计算根据水处理工程师手册7. 1.14,满流或压力流的输水管径，可按下式计算:式中：*管内径，m；Q二管段流量，m3/s；V二管内流速，m/s。可知，如果流量己知，一般可参考中小管径（DNS400mm）的流速为061.0ni/

58、sf 大管径（DN400mm）的流速为 1.0L8in/so设计流量。唤=位lni/s,满足要求。故初沉池的污泥管道取50mm。二沉池污泥管道计算二沉池管道也采用压力流，管道直径取50mm,充满度为1。管子面积 A = = 0.002/n244取污泥停留时间为3天则1天后污泥体积为V = x3 = 40.5/ 4将贮存1天的污泥用lh排放则：Q =V _ 40.5 7 1x3600= 0.01 bn3/5则污泥在管道中的流速心牛般6皿因流速5.6ni/slm/s,满足要求。故二沉池的污泥管道取50mm。7. 2阻力计算根据水处理工程师手册7丄15和7丄17,沿程水头损失久伽)/?i = iL式

59、中L-计算管段长度，m；i-每米管道的水头损失，m/m。钢管和铸铁管管道的i值当 vVl2m/s 时，i = 0.000912H 1 + 严1 v )式中v-平均流速，m/s；d-管道的计算内径，m。7. 2.1中和槽进水阻力计算(1)沿程阻力管径d=300mm,管内污水流速v=0.6in/s,则j = 0.000912竺0.3*1+冲0.6丿=0.002/?管段长度L=10m,则沿程阻力损失片=0.002x10 = 0.02m(2)局部阻力取局部阻力为沿程阻力的5%则,片=0.05 x h = 0.05 x 0.02 = 0.00 m7. 2. 2平流沉淀池进水阻力计算(1)沿程阻力管径d=

60、300mm,管内污水流速v=0.6m/s,则0.62 (0.867 V3i = 0.000912一- 1 + = 0.002川0.3130.6 丿管段长度L=20m,则沿程阻力损失人=0.002x20=0.04/;/局部阻力取局部阻力为沿程阻力的8%则，hA = 0.08 xAj =0.08x0.04 = 0.0032m 7. 2. 3二沉池进水阻力计算沿程阻力管径(1=300mm,管内污水流速v=0.6in/s,则/ = 0.000912- 1 + Z=0.002也0.3130.6 丿管段长度L=15m,则沿程阻力损失人=0.002x15 = 0.03?局部阻力取局部阻力为沿程阻力的5%则,