重金屬廢水 >
重金屬對微生物的毒性己經被廣泛的研究。微量濃度的重金屬即可使天然水體產生毒性效應，某些重金屬在微生物作用下轉化為金屬有機化合物，從而產生更大的毒性。一般重金屬產生毒性的范圍大約在1.0~10mg/L之間，毒性較強的重金屬如鎘、汞等，毒性濃度范圍在0.001~0.1mg/L。水中的重金屬可以通過食物鏈富集，并通過多種途徑(食物、飲水、呼吸)進入人體，與體內有機成分結合成金屬絡合物或金屬螯合物，從而對人體產生危害。
隨著工業的迅猛發展，重金屬廢水大量排放，重金屬污染日益嚴重。水中的重金屬通過各種方式造成土壤、水生生物等的污染，重金屬在食物和生物鏈中不同程度的累積，對人類的生存和健康造成了嚴重的危害。
目前，世界上重金屬廢水處理方法主要有三類：第一類是化學法，主要是指水中重金屬離子通過發生化學反應除去的方法，包括中和沉淀法、硫化物沉淀法、鐵氧體沉淀法、鋇鹽沉淀法、氧化還原法、鐵粉法、電解法等，第二類是物理化學法，指使廢水中的重金屬在不改變其化學形態的條件下采用氣浮法、離子交換法、吸附法、溶劑萃取法、液膜法、反滲透法和電滲析法等除去的方法，第三類是生物法，指借助微生物或植物的絮凝、吸收、積累、富集等作用去除廢水中重金屬的方法，其中包括生物絮凝法、生物化學法、生物吸附法、生物沉淀法等。
1、電化學技術及納米晶磁技術介紹
1.1 電化學技術介紹
電化學技術屬于化學法，通過給多塊鋼板加直流電，在鋼板之間產生電場，待處理的水流入鋼板的空隙。在該電場中，通電的鋼板會有一部分被消耗，變成鐵離子進入水中。電場中的離子與非離子污染物被通電，并與電場中電離的產物以及鐵離子發生反應。在此過程中，各種離子相互作用，以其最穩定的形式結合成固體顆粒，從水中沉淀出來。
由于電化學過程中電解反應的產物只是離子，不需要投加任何氧化劑或還原劑，對環境不產生或很少產生污染，且該技術可以處理同時含有鎘、砷、銻、銅、鋅、汞、銀、鎳、鉈等多種重金屬離子的廢水，因此電化學技術可以被稱為是一種環境友好、高效的水處理技術。
1.2 納米晶磁技術介紹
沉淀技術是應用最廣泛的水處理技術，適用于各種場合的固液分離處理。從20世紀初到現在，沉淀技術的發展依次經歷了靜態沉淀、污泥接觸型沉淀、污泥循環型沉淀和加載沉淀。
納米晶磁技術屬于加載沉淀，是在常規混凝沉淀工藝中投加了納米晶磁磁種，作為沉淀物結晶晶核。納米晶磁磁種的投加有利于混凝絮體生成與長大，同時納米晶磁磁種可與混凝絮體有效地結合，使混凝絮體密度遠超過常規混凝工藝形成的絮體，可大幅提高絮體的沉降速度，從而減少沉降時間和水處理設備的占地面積。
納米晶磁技術同步設置了納米晶磁磁種回收系統，將絮體污泥中的納米晶磁磁種和化學沉淀物進行分離，納米晶磁磁種可以循環使用，降低運行費用。納米晶磁技術主要包括磁絮凝反應過程、高速沉降固液分離過程和納米晶磁磁種回收過程。
2、電化學與納米晶磁組合技術處理重金屬廢水的研究
2.1 實驗目的
采用中試實驗研究電化學與納米晶磁組合技術在重金屬廢水處理上的應用效果，并研究不同分子量絮凝劑(PAM)、不同表面水力負荷對納米晶磁技術處理效果的影響，確定電化學與納米晶磁組合技術應用于重金屬廢水處理的最佳設計參數。
2.2 實驗材料及裝置
2.2.1 實驗材料
河南某鉛鋅冶煉企業產生的含砷、鉈重金屬廢水采用“硫化反應、沉淀+石灰中和反應、沉淀+電化學+曝氣+斜板沉淀冶的處理工藝，本中試用水為石灰中和反應、沉淀工段產水，水質指標如表1所示。
2.2.2 納米晶磁中試設備
納米晶磁中試設備包括加藥系統、磁絮凝反應區、高速沉降固液分離區和納米晶磁磁種回收系統，其結構及尺寸如圖1、圖2所示。
2.3 實驗工藝流程
納米晶磁中試設備設于河南某鉛鋅冶煉企業含砷、鉈重金屬廢水處理曝氣池附近。電化學與納米晶磁組合技術處理重金屬廢水中試工藝流程如圖3所示。
石灰中和反應、沉淀工段產水送至原有處理系統的電化學設備中處理，廢水中的As3+和Tl+在電化學設備的陽極分別被氧化成容易形成化學沉淀的As5+和Tl3+，As5+和Tl3+與電化學設備中產生的Fe3+和OH-反應，生成FeAsO4和Tl(OH)3，并與Fe(OH)3膠體形成共沉物，隨后采用潛污泵將電化學曝氣池的出水泵送至納米晶磁中試設備，在納米晶磁中試設備的磁絮凝反應區中加入定量的磁粉(本中試實驗首次磁粉加入量約為50kg，后續根據出水效果調整)，然后通過加藥系統加入絮凝劑(PAM)，經磁絮凝反應的出水重力流入高速沉降固液分離區進行泥水分離，上清液溢流排放，污泥經納米晶磁磁種回收系統回收磁種后外排，磁種則進入磁絮凝反應區循環利用。
2.4 實驗方法
(1)不同分子量絮凝劑(PAM)對處理效果的影響研究采用燒杯實驗，定性比對在不投加混凝劑的情況下，不同分子量絮凝劑(PAM)對電化學與納米晶磁組合技術應用于重金屬廢水處理的處理效果的影響。實驗步驟：將分子量800萬和1600萬的絮凝劑(PAM)配制成1‰濃度待用，取實驗樣品500mL原水于燒杯中，向燒杯中投加0.5g磁粉，攪拌0.5~1min，向燒杯中滴加絮凝劑(PAM)，投加量3ppm，攪拌0.5min后，逐漸降低攪拌機轉速、靜置，觀察實驗效果。
(2)不同表面水力負荷對處理效果的影響研究
選取三種不同的固液分離區表面水力負荷參數進行中試實驗，確定電化學與納米晶磁組合技術中的最佳固液分離區(沉淀區)表面水力負荷參數。穩定電化學設備的產水量為1000m3/d，開啟潛污泵從曝氣池取水，通過調節回流閥控制納米晶磁中試設備的進水量和表面水力負荷，開啟加藥系統中的絮凝劑加藥計量泵向磁絮凝反應區投加絮凝劑(PAM，分子量1600萬)，投加量3ppm，穩定0.5h后取出水樣進行檢測。同時檢測河南某鉛鋅冶煉企業產生的含砷、鉈重金屬廢水處理系統出水作對比。
2.5 分析方法
實驗分析項目為固體懸浮物(SS)、As和Tl，檢測方法見表3。
3、結果與討論
3.1 不同分子量絮凝劑(PAM)對處理效果的影響
研究絮凝劑分子量是影響電化學與納米晶磁組合技術處理重金屬廢水的處理效果的重要因素之一，且在工程應用中較易實現通過更換不能分子量的絮凝劑來優化處理效果。
實驗中采用兩種不同分子量絮凝劑(PAM)，分子量分別為800萬和1600萬，燒杯實驗反應靜置后效果如圖4所示。
由圖4可知，分子量為1600萬的絮凝劑(PAM)在納米晶磁技術燒杯實驗中產生的絮凝更密實，沉淀后上清液更清澈。
納米晶磁磁種本身具有巨大的比表面積，對水中懸浮顆粒及膠體物質同時具有電性中和、磁性吸附和聚集作用[7]。而絮凝劑(PAM)的分子量越大，其聚合物鏈長越長，對微粒的范德華力增大，所帶極性基團的數目也增多，對水中懸浮顆粒及膠體物質的吸附速度加快，降低微粒表面電位的能力也提高。因此分子量為1600萬的絮凝劑(PAM)與納米晶磁磁種具有更好的磁混凝協同效果。
3.2 不同表面水力負荷對處理效果的影響研究
固液分離區(沉淀區)表面水力負荷是影響電化學與納米晶磁組合技術處理效果的重要因素，直接決定該組合技術的處理能力。
實驗中采用三種不同的固液分離區(沉淀區)表面水力負荷參數，分別為10m3/m2·h、15m3/m2·h和20m3/m2·h，同時與原工藝出水數據對比，出水檢測結果如表4所示。
由表4可以看出，采用電化學與納米晶磁組合技術處理含砷、鉈重金屬廢水時，在絮凝劑(PAM，分子量1600萬)投加量為3ppm，固液分離區(沉淀區)表面水力負荷為10m3/m2·h、15m3/m2·h和20m3/m2·h的情況下，出水中：SS均小于10mg/L，去除率高于98.4%，As均低于0.3mg/L，去除率高于99.3%，Tl未檢出，去除率接近100%。出水水質滿足《鉛、鋅工業污染物排放標準》(GB25466—2010)的要求。
由表4可以看出，采用電化學與納米晶磁組合技術處理含砷、鉈重金屬廢水時，固液分離區(沉淀區)表面水力負荷低于15m3/m2·h的情況下，出水水質優于“電化學+斜板沉淀池冶出水。納米晶磁中試設備固液分離區占地面積1.38m2(長1.20m、寬1.15m)，而類似項目中采用普通斜板沉淀池表面水力負荷一般為2.0~2.5m3/m2·h，占地面積為8.28~10.35m2，節約占地面積約85%。
采用電化學與納米晶磁組合技術處理含砷、鉈重金屬廢水時，不用投加混凝劑(PAC)。因為在電化學設備的運行過程中，可溶性陽極鐵極板電解產生陽離子—Fe2+，進一步曝氣氧化成Fe3+，經水解、聚合，產生多核羥基絡合物及氫氧化物，這些物質作為混凝劑，在納米晶磁磁種的協同作用下，對水中污染懸浮物及膠體進行混凝、絮凝。
4、結論
(1)電化學與納米晶磁組合技術應用于重金屬廢水處理，絮凝劑(PAM)的分子量影響絮凝效果，1600萬分子量的絮凝劑(PAM)相比于800萬分子量的絮凝劑(PAM)，與納米晶磁磁種具有更好的磁混凝協同效果，更有利于污染物的去除。
(2)電化學與納米晶磁組合技術應用于重金屬廢水處理，固液分離區(沉淀區)較優表面水力負荷為15m3/m2·h，相比普通斜板沉淀池，節約占地面積約85%。
(3)電化學與納米晶磁組合技術應用于重金屬廢水處理，不用投加混凝劑(PAC)，混凝劑消耗減少100%。
(4)電化學與納米晶磁組合技術應用于重金屬廢水處理在減少藥耗、縮短沉降時間、減少占地面積、降低工程投資和運行成本上有很大優勢，具有非常好的應用前景。( >
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