酸性煤矿废水处理工艺
酸性废水处理计划方案(四)
酸性废水处理计划方案实施背景：酸性废水是一种常见的工业废水，含有酸性物质，对环境和人体健康造成严重的危害。
因此，制定一套酸性废水处理计划方案是非常必要的。
工作原理：酸性废水处理计划方案主要通过中和、沉淀、过滤等工艺来处理废水。
首先，使用碱性物质（如氢氧化钠、氢氧化钙等）将酸性废水中的酸性物质中和，使其pH值达到中性或碱性。
然后，通过添加沉淀剂（如氯化铁、氯化铝等）将废水中的悬浮物和重金属离子沉淀下来。
最后，通过过滤等工艺将沉淀后的固体物质分离，得到清洁的水体。
实施计划步骤：1.分析酸性废水的成分和性质，确定处理工艺和所需药剂。
2.搭建酸性废水处理设备，包括中和槽、沉淀槽、过滤设备等。
3.将酸性废水通过管道引入中和槽，添加适量的碱性物质进行中和。
4.将中和后的废水引入沉淀槽，添加适量的沉淀剂进行沉淀。
5.将沉淀后的废水通过过滤设备进行过滤，分离固体物质。
6.将处理后的废水排放或进一步处理，以达到环境排放标准。
适用范围：酸性废水处理计划方案适用于各种工业生产过程中产生的酸性废水，如电镀、化工、冶金等行业。
创新要点：1.选择合适的碱性物质和沉淀剂，以提高处理效果。
2.优化工艺流程，减少处理时间和成本。
3.使用高效的过滤设备，提高固体物质的分离效果。
预期效果：通过酸性废水处理计划方案的实施，可以有效去除废水中的酸性物质和重金属离子，将废水处理为清洁的水体，达到环境排放标准。
达到收益：1.减少酸性废水对环境的污染，保护生态环境。
2.提高企业形象，符合环保要求，增加消费者对企业的信任度。
3.降低废水处理成本，节约资源。
优缺点：优点：处理效果好，操作简单，成本低。
缺点：对于某些酸性物质和重金属离子的处理效果可能不理想，需要进一步改进工艺。
下一步需要改进的地方：1.研究和开发更加高效的碱性物质和沉淀剂，以提高处理效果。
2.提高过滤设备的分离效果，减少固体物质的残留。
3.进一步优化工艺流程，提高处理效率。
治理酸性矿山废水的方法
治理酸性矿山废水的方法1 引言煤矿或各种有色金属矿在开采与废矿石堆放过程中，常使与矿层伴生的硫铁矿暴露于空气中与地下水或地表水中，通过系列化学与生物氧化过程，使得近中性的地下水转变为低pH、高Fe、SO2-4，且多种重(类)金属离子(Cd、Pb、Cu、Zn、As等)并存的酸性矿山废水(acid mine drainage，AMD).此类废水若不经有效处理而任意排放，将严重污染地表水及土地资源，威胁农作物、水生生物与人体健康.石灰中和法是世界上最常用的AMD治理方法.然而，大多数AMD体系中含有较大量的Fe2+，由于Fe(OH)2 离子浓度积(1.6×10-14，18 ℃)远大于Fe(OH)3的离子浓度积(1.1×10-36，18 ℃)，所以为了在近中性条件下使得Fe离子完全沉淀，在工程应用中，常常在化学中和前段完成Fe2+氧化过程.以AMD为介质，利用氧化亚铁硫杆菌(A. ferrooxidans)生物氧化Fe2+进而合成次生铁矿物(施氏矿物、黄铁矾类物质)不仅可以有效去除AMD中存在一定量的Fe与SO2-4，且此类次生铁矿物在合成过程中亦可通过吸附与共沉淀方式大幅度去除体系中的Cu、Cd、Hg、Pb、As等有毒有害元素.另需要强调的是对于石灰中和法得到的Fe(OH)3絮状凝胶而言，施氏矿物与黄铁矾类物质沉降性能良好，易于沉淀，可以极大降低后续固液分离成本.因此，前期氧化亚铁硫杆菌(A. ferrooxidans)生物氧化Fe2+产生次生铁矿物与后期化学中和相结合的工艺在AMD的治理领域表现出一定的应用潜力.由于煤矿及其它有色金属矿中常有含镁矿物(白云石富镁碳酸盐矿物、蛇纹石与绿泥石等富镁硅酸盐矿物等)的存在，使得产生的AMD中含有一定量的Mg2+.研究证实，A. ferrooxidans菌体及其胞外多聚物可以作为次生铁矿物合成的晶种.而Mg2+可以在微生物胞外多聚物之间形成架桥使得微生物菌体团聚.那么，这一团聚过程是否会使得矿物较易在反应器壁粘附，进而影响次生铁矿物合成体系总Fe沉淀率及矿物的形貌?另外，高的转速对应高的剪切力.那么，高转速是否会减缓矿物在反应器壁的粘附行为?为了探究此类科研问题，本研究分别在不同培养转速条件下，考察了Mg2+浓度不同对A.ferrooxidans催化合成次生铁矿物体系Fe2+氧化率、总Fe沉淀率、次生铁矿物反应器壁粘附状况及矿物形貌的影响.以期为生物合成次生铁矿物工艺的优化及其在酸性矿山废水治理领域的成功应用提供一些必要的参数.2 材料与方法2.1 嗜酸性氧化亚铁硫杆菌(A. ferrooxidans)接种液的制备在150 mL改进型9K液态培养基(FeSO4 · 7H2O 44.24 g、(NH4)2SO4 3.0 g、KCl 0.10 g、K2HPO4 0.50 g、Ca(NO3)2 · 4H2O 0.01 g、MgSO4 · 7H2O 0.50 g，去离子水1 L)中接种A. ferrooxidans LX5(CGMCC No.0727)，体系用H2SO4调节pH至2.5后，置于180r · min-1往复式振荡器(ZD-85A恒温振荡器)中在28 ℃培养2~3 d至体系Fe2+完全氧化.培养液经定性滤纸过滤以除去沉淀，过滤所得的液体即为嗜酸性氧化亚铁硫杆菌菌液.将所得菌液15 mL接种于135 mL改进型9K液态培养基中重复上述过程.所获菌液即为本研究后续次生铁矿物合成所需的微生物接种菌液，菌密度约为107 cells · mL-1.2.2 生物合成次生铁矿物试验在一系列250 mL锥形瓶中分别盛放制备好的A. ferrooxidans LX5接种液15 mL，①加入浓缩10倍的改进型9K液体培养基(Mg2+浓度为480 mg · L-1，以MgSO4 · 7H2O形式加入)15 mL，后补充去离子水至溶液总体积为150 mL，使得体系Mg2+浓度为48mg · L-1(记作“Mg2+-48 mg · L-1”体系);②其它试验设计同处理①，而体系Mg2+设计浓度为4.8 mg · L-1(记作“Mg2+-4.8 mg · L-1”体系).用H2SO4将上述pH调至2.50，分别将混合液在28 ℃，180 r · min-1或100 r · min-1条件下振荡培养，每个处理设置3个重复.每12 h监测体系pH值，且从体系均匀取样1 mL，过0.45 μm滤膜，测定滤液Fe2+及总Fe浓度，进而计算Fe2+氧化率及总Fe沉淀率.待体系Fe2+氧化完全后将不同体系产生的矿物沉淀用定性滤纸收集，酸化的去离子水(pH=2.0)洗3次，再用去离子水洗涤2次后，在50 ℃环境中烘干，分析矿物的矿相及形貌.2.3 测定方法溶液pH用PHS-3C型酸度计测定，Fe2+与总Fe浓度采用邻菲罗啉比色法进行分析. t 时刻Fe2+氧化率=(C (Fe2+)0-C (Fe2+)t)/ C (Fe2+)0×100%，式中，C (Fe2+)0与C (Fe2+)t 分别为反应初始和反应t小时体系Fe2+浓度.t时刻总Fe沉淀率=(C (TFe)0-C (TFe)t)/ C (TFe)0×100%，式中C (TFe)0与C (TFe)t分别为反应初始和反应t小时体系总Fe浓度.次生铁矿物矿相用X射线衍射仪(XRD，MiniFles II，日本理学)测定，测试工作条件为：管电压30 kV，管电流15 mA，扫描区间10~70°(2θ)，步长0.02°，Cu靶(弯晶单色器).次生铁矿物形貌采用热场发射扫描电子显微镜(SEM，JSM-7001F)观察，工作距离(样品表面到物镜的距离)9.7 mm，加速电压5.0 kV.3 结果与分析3.1 不同培养转速下Mg2+对生物合成次生铁矿物体系pH的影响Fe2+生物氧化为Fe3+是一个能使体系pH升高的过程，后续Fe3+水解产生次生铁矿物却是pH降低的过程.180 r · min-1或100 r · min-1的培养转速下，“Mg2+-4.8 mg · L-1”与“Mg2+-48 mg · L-1”两生物合成次生铁矿物体系pH随时间的变化情况如图 1所示.可以得出，转速对体系Fe2+生物氧化至Fe3+及后续Fe3+水解过程有明显的影响.当培养转速为180 r · min-1时，“Mg2+-4.8 mg · L-1”生物合成次生铁矿物体系pH首先从0 h的~2.50升高至12 h的 ~2.65，后逐渐降低至48 h的~2.07.“Mg2+-48 mg · L-1”体系在此培养转速条件下，pH首先从0 h的~2.50升高至12 h的 ~2.66，后逐渐降低至48 h的~2.12.然而，当培养转速为100 r · min-1时，体系pH下降速度相对缓慢，“Mg2+-4.8 mg · L-1”体系与“Mg2+-48 mg · L-1”体系pH在12 h均达到~2.69，后逐渐分别降低至72 h的~2.21与~2.17.图 1 A. ferrooxidans催化合成次生铁矿物体系不同培养转速条件下pH变化情况整体而言，不同培养转速下，“Mg2+-4.8 mg · L-1”与“Mg2+-48 mg · L-1”体系pH变化差异主要表现在pH下降阶段.然而，“Mg2+-4.8 mg · L-1”与“Mg2+-48 mg · L-1”两体系pH降低快慢趋势却随培养转速的不同而不尽相同.在培养转速为180 r · min-1条件下，“Mg2+-4.8 mg · L-1”体系pH下降速度要快于“Mg2+-48 mg · L-1”体系，而当培养转速为100 r · min-1 时，后者pH下降速度却快于前者.3.2 不同培养转速下Mg2+对生物合成次生铁矿物体系Fe2+氧化率的影响体系Fe2+有效氧化是后续Fe3+水解产生次生铁矿物的前提条件.本研究中，“Mg2+-4.8 mg · L-1”与“Mg2+-48 mg · L-1”两生物合成次生铁矿物体系在180 r · min-1或100 r · min-1的培养转速下，Fe2+氧化率随时间的变化趋势见图 2.图 2 A. ferrooxidans催化合成次生铁矿物体系不同培养转速条件下Fe2+氧化率变化趋势从图 2可以得出，当培养转速为180 r · min-1 时，“Mg2+-4.8 mg · L-1”与“Mg2+-48 mg · L-1”两体系均可在48 h内实现Fe2+完全氧化.而当转速降低至100 r · min-1 时，两体系Fe2+完全氧化时间要延长至72 h.然而，任一体系次生铁矿物合成过程中，Fe2+氧化率随培养时间均呈现“S型”变化趋势.例如，“Mg2+-4.8 mg · L-1”体系在180 r · min-1的培养条件下，Fe2+氧化率在前12 h仅为9.1%，12~36 h 培养过程中，Fe2+氧化率聚增至97%，体系培养至48 h时，Fe2+氧化完全.同时可以发现，当培养转速为180 r · min-1时，“Mg2+-4.8 mg · L-1”与“Mg2+-48 mg · L-1”两体系Fe2+氧化率在0~12 h与36~48 h“首尾”培养期间并不存在明显差异.而在12~36 h 过程中，“Mg2+-4.8 mg · L-1”体系Fe2+氧化率要明显快于“Mg2+-48 mg · L-1”体系.例如，在培养至24 h时，“Mg2+-4.8 mg · L-1”体系Fe2+氧化率达到78.2%，而“Mg2+-48 mg · L-1”体系仅为50.8%.同样，当培养转速为100 r · min-1时，“Mg2+-4.8 mg · L-1”与“Mg2+-48 mg · L-1”两体系Fe2+氧化率在0~24 h与60~72 h“首尾”期间亦不存在明显差异.差异主要集中表现在24~60 h的培养过程中，然而，与180 r · min-1培养条件所得结果不同，此时“Mg2+-4.8 mg · L-1”体系Fe2+氧化率却稍慢于“Mg2+-48 mg · L-1”体系.例如，在36 h与48 h 时，“Mg2+-4.8 mg · L-1”体系Fe2+氧化率分别为33.2%与61.9%，而相应的“Mg2+-4.8mg · L-1”体系Fe2+氧化率却分别为40.0%与77.3%.3.3 不同培养转速下Mg2+对生物合成次生铁矿物体系总Fe沉淀率的影响一般而言，次生铁矿物合成体系总Fe沉淀率越高，意味着较多的Fe参与体系次生铁矿物的合成.所以，总Fe沉淀率变化情况能够直接反应体系次生铁矿物合成能力.此研究中，“Mg2+-4.8 mg · L-1”与“Mg2+-48 mg · L-1”两生物合成次生铁矿物体系在180 r · min-1或100 r · min-1培养转速下，总Fe沉淀率随时间变化趋势如图 3所示.图 3 A. ferrooxidans催化合成次生铁矿物体系不同培养转速条件下总Fe沉淀率变化趋势从图 3可以得出，当培养转速为180 r · min-1 时，“Mg2+-4.8 mg · L-1”与“Mg2+-48 mg · L-1”两体系培养前12 h总Fe沉淀率几乎可以忽略，而在后期培养过程中，两体系总Fe沉淀率均呈现逐渐增加趋势，然而增加的幅度却不尽一致.“Mg2+-4.8 mg · L-1”体系在12~48 h培养过程中，总Fe沉淀率从1.0%增加至37.4%.而“Mg2+-4.8 mg · L-1”体系在相应时间，总Fe沉淀率仅从1.0%增加至31.7%.前者总Fe沉淀率较后者提高近18.0%.而当培养转速为100 r · min-1 时，上述两矿物合成体系在培养前24 h总Fe沉淀率亦可以忽略，培养后期总铁沉淀率逐渐增加.培养至72 h 体系Fe2+完全氧化时刻，“Mg2+-4.8 mg · L-1”与“Mg2+-48 mg · L-1”两体系总Fe沉淀率分别为21.3%与23.0%，前者较后者降低7.4%.需要说明的是，相同矿物合成体系，高转速培养更利于总Fe沉淀转化为次生“Mg2+-4.8 mg · L-1”与“Mg2+-48 mg · L-1”两体系在180 r · min-1铁矿物.图 3结果表明，条件下培养至Fe2+完全氧化时，体系总Fe沉淀率较同体系在100 r · min-1培养条件下所得总Fe沉淀率增加了75.6%与37.8%.3.4 不同培养转速下Mg2+对生物合成次生铁矿物矿相的影响X射线衍射图谱(XRD)技术常常被用来分析矿物的矿相.本研究“Mg2+-4.8 mg · L-1”与“Mg2+-48 mg · L-1”体系在不同转速下培养，当Fe2+完全氧化时的矿物X射线衍射图谱见图 4.图 4 生物合成次生铁矿物体系亚铁完全氧化时矿物X射线衍射图谱本研究中，所有体系产生的次生铁矿物X射线衍射图谱出峰位置及相对强度近似一致.结合体系元素组成，参考矿物标准衍射图谱，发现本研究不同体系所得到的次生铁矿物衍射图谱中主要尖锐强峰(“J”标注)出峰位置及相对强度与标准图谱中黄铁矾类物质(黄钾铁矾：No.22-0827;黄铵铁矾：No.26-1014;草黄铁矾：No.31-0650)相关参数相一致.研究得到次生铁矿物特有的微弱宽峰(“S标注”)与标准图谱中标准施氏矿物类物质(No.47-1775)相关参数近似一致.故可以判定，本研究所有体系产生的次生铁矿物均应为黄铁矾与施氏矿物共存的混合物.3.5 不同培养转速下Mg2+对生物合成次生铁矿物存在形态的影响本研究中“Mg2+-4.8 mg · L-1”与“Mg2+-48 mg · L-1”两处理体系Fe2+完全氧化时刻，体系次生铁矿物实际形态见图 5.由图 5可以很直观的看出，当培养转速为180r · min-1且体系Fe2+完全氧化时，“Mg2+-4.8 mg · L-1”体系产生的约1.21 g的次生铁矿物均匀分散在培养液中.而“Mg2+-48 mg · L-1”体系矿物总产量为0.98 g，且约70%次生铁矿物却牢固粘附于摇瓶底部.当培养转速为100 r · min-1且体系Fe2+完全氧化时，“Mg2+-4.8 mg · L-1”与“Mg2+-48 mg · L-1”两处理体系产生的次生铁矿物均全部粘附于摇瓶底部，矿物产生量分别为0.66 g与0.74 g.图 5 合成次生铁矿物合成体系Fe2+完全氧化时矿物的存在形态(左： Mg2+-4.8 mg · L-1;右：Mg2+-48 mg · L-1，其它元素组成与9K培养基相同)不同体系次生铁矿物的存在状态在一定意义上决定着体系pH、Fe2+氧化率及总Fe沉淀率的变化趋势.前人研究证实，体系中存在的微生物细胞壁结构或胞外多聚物，与前期合成的次生铁矿物可以作为“晶种”加速矿物的后期合成，另外，研究表明，次生铁矿物对A. ferrooxidans存在一定量的吸附.本实验180 r · min-1培养条件，“Mg2+-4.8 mg · L-1”体系合成的矿物均匀分散于体系中，体系均匀分散的微生物菌体与前期合成的次生铁矿物均有利于后期矿物的进一步合成，进而加速体系总Fe沉淀率的增加及pH下降.而当体系Mg2+为48 mg · L-1时，体系合成的部分矿物不断粘附于摇瓶底部，前期合成的次生矿物及其所吸附的微生物菌体无法较好的为后期矿物合成提供模板，进而减缓体系总Fe沉淀率增加及pH的下降趋势.另外，粘附于摇瓶底部的矿物由于吸附固定一定量的A. ferrooxidans，进而减弱微生物对体系Fe2+的氧化能力，且这一推论在本研究3.2节部分结果中被很好验证.本实验100 r · min-1培养条件下，“Mg2+-4.8 mg · L-1”与“Mg2+-48 mg · L-1”两处理体系产生的次生铁矿物均全部粘附于摇瓶底部.所以此时对体系pH、Fe2+氧化率及总Fe沉淀率变化起主导作用的不再是矿物的存在状态，而是体系Mg2+的相对含量.Mg2+是微生物细胞内酶的重要成分，亦是A. ferrooxidans生长(或其生长培养基)必需元素之一，其含量的增加可能会在一定程度上提高A. ferrooxidans活性，进而可在一定程度上提高Fe2+氧化能力及Fe3+的水解速度，进而加速总Fe沉淀.笔者认为，本研究造成次生铁矿物在摇瓶底部粘附的主要原因是初期合成的矿物与微生物菌体或微生物胞外多聚物相互作用形成包裹体，在水力剪切条件不足的情况下逐渐沉积粘附于瓶底.本研究结果已表明，培养转速越低，矿物粘附在摇瓶底部的可能性亦越大，产生次生铁矿物量相对较少.另外，由于Mg2+可在微生物胞外多聚物间形成架桥而使得微生物菌体团聚，那么Mg2+在A. ferrooxidan胞外多聚物间的架桥作用使得A. ferrooxidans菌体团聚体增大，进而使得矿物与微生物相互作用形成更大的包裹体，以致增加矿物在瓶底沉积粘附的可能性，本研究培养转速为180 r · min-1 条件下，“Mg2+-4.8 mg · L-1”与“Mg2+-48 mg · L-1”两处理体系矿物存在形态可较好的佐证这一推断.具体参见污水宝商城资料或更多相关技术文档。
煤矿污水处理工艺流程
煤矿污水处理工艺流程一、引言煤矿污水处理是指对煤矿生产过程中产生的废水进行处理，以达到国家和地方环境保护标准的要求，保护环境和水资源的可持续利用。
本文将详细介绍煤矿污水处理的工艺流程。
二、煤矿污水的特点煤矿污水具有以下特点：1. 污水中含有大量的悬浮颗粒物和悬浮沉淀物，如煤尘、泥沙等；2. 污水中含有高浓度的有机物质，如煤矸石、煤渣等；3. 污水中含有一定的重金属离子，如铁、锰、铅等；4. 污水中含有一定的酸性或碱性物质。
三、煤矿污水处理工艺流程根据煤矿污水的特点，通常采用以下工艺流程进行处理：1. 预处理预处理是指对煤矿污水进行初步处理，去除大颗粒物和有机物质。
预处理工艺可以包括以下步骤：1.1 筛网过滤：通过筛网过滤去除污水中的大颗粒物，如煤渣、煤尘等；1.2 沉淀池：利用沉淀池对污水进行沉淀，以去除悬浮沉淀物；1.3 调节池：通过调节池调节污水的酸碱度和温度，为后续处理工艺提供适宜条件。
2. 生化处理生化处理是指利用微生物对煤矿污水中的有机物进行降解。
生化处理工艺可以包括以下步骤：2.1 好氧处理：将经过预处理的污水引入好氧生物反应器，通过通氧供氧系统，利用好氧微生物对有机物进行降解和氧化；2.2 厌氧处理：将好氧处理后的污水引入厌氧生物反应器，通过通氮供氧系统，利用厌氧微生物对有机物进行进一步降解。
3. 深度处理深度处理是指对生化处理后的污水进行进一步处理，以去除残留的有机物和重金属离子。
深度处理工艺可以包括以下步骤：3.1 活性炭吸附：将污水通过活性炭吸附柱，利用活性炭对有机物进行吸附和去除；3.2 离子交换：将污水通过离子交换柱，利用离子交换树脂对重金属离子进行吸附和去除；3.3 膜分离：将污水通过膜分离系统，利用微孔过滤膜对残余的悬浮颗粒物和有机物进行去除。
4. 消毒处理消毒处理是指对处理后的污水进行消毒，以杀灭残留的细菌和病原体。
消毒处理工艺可以包括以下步骤：4.1 氯消毒：将污水通过氯消毒装置，添加适量的氯化物，利用氯对细菌和病原体进行杀灭；4.2 紫外线消毒：将污水通过紫外线消毒装置，利用紫外线辐射对细菌和病原体进行杀灭。
煤矿废水处理方法
煤矿废水处理方法随着煤矿开采的不断增加，煤矿废水污染问题日益严重。
煤矿废水含有大量的悬浮物、重金属、酸性物质等有害物质，对地下水和周边环境造成了极大的威胁。
因此，煤矿废水处理成为了亟待解决的环境问题之一、本文将详细介绍几种常见的煤矿废水处理方法。
1.化学法化学法是常见的煤矿废水处理方法之一、该方法主要是通过加入化学药剂来改变废水的化学性质，从而实现污染物的去除。
例如，可以使用Coag-Flocculation法，即添加混凝剂和絮凝剂，使悬浮固体和溶解性物质聚集成较大的絮凝物，然后通过沉淀和过滤去除。
此外，还可以使用氧化剂如过氧化氢或高锰酸钾来氧化和降解有机物污染物。
2.生物法生物法是一种基于微生物活性来处理煤矿废水的方法。
该方法利用微生物对污染物进行降解和转化，使其转变为无害或低毒的物质。
最常见的生物法是利用好氧菌和厌氧菌来进行废水处理。
好氧菌可利用废水中的有机物进行氧化分解，产生二氧化碳和水。
而厌氧菌则可以将硫酸盐还原为硫化物，并将重金属离子还原为金属沉淀。
此外，还可以结合生物膜反应器等装置来提高处理效果。
3.膜分离法膜分离法是利用不同孔径的膜对煤矿废水中的污染物进行分离和去除的方法。
膜可以选择性地阻挡废水中的污染物，使其无法通过，从而实现废水的净化。
常见的膜分离技术包括超滤、纳滤和反渗透等。
超滤是利用小孔径膜过滤除去废水中的悬浮固体、胶体等大分子物质；纳滤则通过膜孔径排斥废水中的溶解性物质和较大分子有机物；反渗透则是通过半透膜将废水中的溶解性物质、无机盐等排除掉。
4.吸附法吸附法是利用吸附剂吸附和捕获废水中的污染物，使其固定在吸附剂表面上，从而达到净化的目的。
常用的吸附剂包括活性炭、沸石等。
活性炭对废水中的有机物和染料具有很强的吸附能力，沸石则对重金属离子有较好的吸附效果。
吸附法适用于对特定的有机物或重金属进行去除。
总结起来，煤矿废水处理方法主要包括化学法、生物法、膜分离法和吸附法等。
针对不同的废水组成和目标物质，可以选择合适的处理方法进行综合应用。
矿山酸性废水怎么处理
矿山酸性废水主要是由还原性的硫化矿物在开采、运输、选矿及废石排放和尾矿贮存等过程中经空气、降水和菌的氧化作用形成的。
矿山酸性废水水量较大、pH值较低、含高浓度的硫酸盐和可溶性的重金属离子。
矿山酸性废水的处理方法主要分为中和法和微生物法2种。
中和法是最常用的方法，即向酸性废水中投加碱性中和剂（碱石灰、消石灰、碳酸钙、高炉渣、白云石等），一方面使废水的pH值提高，另一方面废水中的重金属离子与中和剂发生化学反应形成氢氧化物沉淀、去除水体中的重金属离子。
为了提高处理效果，中和法通常与氧化或曝气过程（如将Fe2+转变为Fe3+）相结合使用。
王洪忠等人利用中和法对排入孝妇河的矿山酸性废水进行处理，出水pH值达到7.5，硫酸根和总铁含量为微量。
陈喜红对江西万年银金矿矿山废水采用中和法处理，出水水质指标优于农灌用水标准。
银山铜锌矿采用两段石灰中和法处理矿山酸性废水得到含锌量达40%的锌渣。
栅原矿山和平水铜矿分别采用分段中和沉淀法处理酸性废水，有效地回收了有价金属。
微生物法是利用自然界中的硫循环原理，利用硫酸盐还原菌通过异化硫酸盐的生物还原反应，将硫酸盐还原成H2S，并利用某些微生物将H2S氧化为单质硫，同时重金属离子在微生物体内“积累”起来。
国外应用微生物法处理矿山酸性废水的实例较多，如美国蒙大拿州对某矿山酸性废水建立（硫化还原菌）处理系统，出水pH值达到7，Fe，Al，Cd和Cu的去除率也较高。
随着科学的进步，矿山酸性废水的处理技术不断得到新的发展，如湿地处理法、生物膜吸附处理法和生化材料过滤法等。
对于含硫酸根的酸性废水，国内多采用以石灰乳为中和剂的一段中和法，但是如果酸性废水的pH值较低，采用石灰乳为中和剂的一段中和法，一方面治理每吨废水需要的石灰量较大、处理成本较高;另一方面将产生大量的废渣，给环境带来潜在的二次污染风险。
因此，国内许多学者试图探索新的处理方法，以达到在环境保护目标的基础上，减少处理成本、节约处理费用。
煤矿污水处理工艺流程
煤矿污水处理工艺流程煤矿污水处理工艺流程1. 污水收集与初步处理收集煤矿排放的废水，并进行初步处理，去除大块固体物质和杂质。
采用格栅、沉砂池等设备进行固体物质的过滤分离。
2. 调节与中和处理对初步处理后的污水进行调节，调整pH值和温度等参数，以便后续处理工艺的进行。
采用中和剂对污水中的酸碱性物质进行中和处理，使污水的酸碱度接近于中性。
3. 终沉处理将调节后的污水引入终沉池，通过重力沉淀和搅拌等措施，使污水中的悬浮物沉降至污泥层，以实现初步固液分离。
4. 溶解氧调节在污水中添加适量的溶解氧，利用氧气的氧化性质，加速有机物的降解和去除。
可通过通气、加氧装置等方式增加氧气的溶解度。
5. 活性污泥法处理将污水引入活性污泥池，加入适量的活性污泥，通过曝气和搅拌等措施，促进污水中的有机物降解。
活性污泥法能高效去除有机物和部分无机物，大大减少污水中的污染物浓度。
6. 沉淀与脱水处理经过活性污泥法处理的污水进入沉淀池，通过重力沉淀，将污水中的污泥沉淀至污泥池中。
污泥进行进一步的脱水处理，通过压滤机、离心机等设备，将污泥中的水分去除，使其变为可回收利用的固体物料。
7. 高级处理与消毒经过初步处理的污水通过高级处理工艺，如反渗透、臭氧氧化等，进一步去除污水中的溶解性无机物和微量污染物。
对处理后的污水进行消毒处理，如紫外线照射、臭氧消毒等，杀灭其中的细菌和病原体，以确保排放达到环保标准。
8. 排放与回用处理后的污水经过检测合格后，可以进行排放。
对部分处理后的污水可进行回用，如灌溉农田、工业用水等，实现资源的循环利用。
以上是煤矿污水处理的一般工艺流程，具体的处理方案会根据污水的性质、排放标准和技术条件进行调整和优化。
煤矿污水处理工艺流程
煤矿污水处理工艺流程一、引言煤矿污水处理是保护环境和水资源的重要环节。
本文将详细介绍煤矿污水处理的工艺流程，包括预处理、主要处理工艺和后处理等环节。
以下是对煤矿污水处理工艺流程的详细描述：二、预处理1. 污水收集：煤矿生产过程中产生的废水首先通过管道系统进行收集，确保废水能够顺利进入处理系统。
2. 污水初步调节：收集到的废水需要进行初步调节，包括调节污水的流量、温度、pH值等参数，以便后续的处理工艺能够更好地进行。
3. 污水筛选：通过物理方法，将废水中的固体颗粒进行筛选和过滤，去除大颗粒物质，减少对后续处理设备的损坏。
三、主要处理工艺1. 沉淀：将经过预处理的废水引入沉淀池，利用重力作用使悬浮物质沉降，形成污泥。
沉淀池中的污泥可以通过后续处理进一步处理或回收利用。
2. 气浮：将废水中的悬浮物质通过气浮工艺进行去除。
废水中注入气体，形成微小气泡，使悬浮物质粘附在气泡上升至液面，然后通过刮泡器将悬浮物质从液面上清除。
3. 生物处理：将废水引入生物反应器，利用微生物对有机物进行降解和转化。
常用的生物处理工艺有好氧处理和厌氧处理。
好氧处理需要供氧，而厌氧处理则在无氧条件下进行。
4. 活性炭吸附：将废水经过生物处理后，引入活性炭吸附池，利用活性炭对废水中的有机物和部分重金属离子进行吸附，提高废水的净化效果。
5. 膜分离：通过膜分离工艺，将废水中的溶解物质、胶体物质和微生物等分离出来，提高废水的净化效果。
常用的膜分离工艺有超滤、纳滤和反渗透等。
四、后处理1. 污泥处理：处理过程中产生的污泥需要进行进一步处理，包括脱水、干化、焚烧等。
可以利用污泥作为肥料或能源资源进行回收利用。
2. 水质调整：经过前面处理工艺后的废水可能仍含有一定的污染物，需要进行水质调整，包括调整pH值、添加消毒剂等，以确保废水达到排放标准。
3. 排放：经过处理后的废水可以达到国家和地方的排放标准，可以通过排放管道或者其他方式进行合法排放。
煤矿污水处理工艺流程
煤矿污水处理工艺流程引言概述：煤矿污水处理是保护环境、实现可持续发展的重要环节。
本文将详细介绍煤矿污水处理的工艺流程，包括预处理、初级处理、中级处理、高级处理和最终处理等五个部分。
一、预处理：1.1 污水收集：煤矿污水首先通过收集系统收集起来，包括矿井排水、洗煤厂废水等。
这些污水含有大量的悬浮物、沉积物和有机物等。
1.2 污水调节：通过调节污水的流量和水质，使其适应后续处理工艺的要求。
常见的方法包括调节污水的pH值、温度和浓度等。
1.3 污水预处理：预处理主要是通过物理和化学方法去除污水中的悬浮物、沉积物和有机物等。
常用的预处理方法包括格栅、沉砂池、调节池、混凝剂投加等。
二、初级处理：2.1 沉淀池：将预处理后的污水引入沉淀池，利用重力作用使悬浮物和沉积物沉淀到池底，形成污泥。
2.2 气浮池：气浮池是利用气泡的浮力将悬浮物浮起，形成浮渣，进一步去除污水中的悬浮物。
2.3 滤池：滤池是利用过滤介质对污水进行过滤，去除残留的悬浮物和沉积物。
常见的滤池包括砂滤池和活性炭滤池。
三、中级处理：3.1 生物反应器：将初级处理后的污水引入生物反应器，通过微生物的作用将有机物转化为无机物。
常见的生物反应器包括活性污泥法、固定床生物反应器等。
3.2 曝气池：曝气池是为生物反应器提供氧气，促进微生物的生长和有机物的降解。
常见的曝气方式包括机械曝气和曝气塔。
3.3 沉淀池：将生物反应器中的污水引入沉淀池，通过沉淀使微生物和悬浮物沉淀到池底，形成污泥。
四、高级处理：4.1 活性炭吸附：利用活性炭对污水中的有机物进行吸附和去除，提高处理效果。
4.2 膜分离技术：膜分离技术包括微滤、超滤、纳滤和反渗透等，可以有效去除污水中的微量有机物和溶解物。
4.3 高级氧化技术：通过光催化、臭氧氧化等高级氧化技术对污水进行处理，进一步降解有机物和去除颜色、异味等。
五、最终处理：5.1 消毒：对处理后的污水进行消毒，杀灭其中的病原微生物，以确保出水的卫生安全。
煤矿污水处理工艺流程
煤矿污水处理工艺流程引言概述：随着煤矿开采的不断增加，煤矿污水成为一个严重的环境问题。
煤矿污水中含有大量的悬浮物、重金属和有机物等有害物质，对水体造成严重污染。
因此，煤矿污水处理工艺流程的研究和应用显得尤为重要。
本文将从五个大点出发，详细阐述煤矿污水处理工艺流程。
正文内容：1. 污水预处理1.1 污水初级处理污水初级处理是指在进入污水处理系统之前对污水进行的简单处理。
这一步骤通常包括污水的预处理、沉淀和筛选等。
预处理可以去除一部分悬浮物，沉淀可以使重金属离子沉淀下来，筛选可以去除较大的颗粒物。
1.2 污水中和处理污水中和处理是指将酸性或碱性的污水通过加入中和剂来调整其pH值。
这一步骤可以使污水的pH值达到中性，以便后续处理。
2. 污水生化处理2.1 活性污泥法活性污泥法是一种常用的生化处理方法。
它通过将含有微生物的活性污泥与污水接触，使微生物降解有机物，并将有机物转化为无机物。
这一方法具有处理效果好、运行稳定等优点。
2.2 厌氧消化法厌氧消化法是指将污水在无氧条件下进行处理。
在厌氧消化池中，有机物会被厌氧微生物分解产生沼气和有机肥料。
这一方法适用于处理高浓度有机废水。
2.3 植物净化法植物净化法是一种利用植物对污水进行净化的方法。
通过植物的吸收和降解作用，可以有效去除污水中的有机物和重金属。
这一方法具有成本低、运行简单等优点。
3. 污水深度处理3.1 活性炭吸附法活性炭吸附法是指将活性炭作为吸附剂，将污水中的有机物和重金属吸附在活性炭表面，从而达到净化水质的目的。
这一方法具有吸附效果好、处理效果稳定等特点。
3.2 膜分离法膜分离法是指利用特殊的膜材料对污水进行分离和过滤。
常用的膜分离方法包括超滤、反渗透和微滤等。
这一方法可以有效去除污水中的微小颗粒和溶解物。
3.3 化学沉淀法化学沉淀法是指通过加入化学药剂，使污水中的悬浮物和溶解物发生沉淀，从而达到净化水质的目的。
这一方法适用于处理含有重金属离子的污水。
金属矿山酸性废水处理工艺
金属矿山酸性废水处理工艺矿产资源是人类社会发展进步必不可少的自然资源。
人类对金属矿山的大面积开采会破坏周围区域的生态环境，而AMD是全球矿山面临的最严重的环境问题。
AMD是硫化矿物在空气、水和微生物的共同作用下发生溶蚀、氧化、水解等一系列物化反应而形成的低pH、高重金属离子浓度的一类难处理废水。
而我国金属矿山大部分是原生硫化物矿床，极易形成AMD，例如江西德兴铜矿、武山铜矿、江苏梅山铁矿、浙江遂昌金矿、安徽南山矿、向山铁矿、湖南七宝山铜锌矿等。
因此，如何高效、经济地治理AMD显得尤为重要。
1、AMD来源AMD指在矿山开采活动中经过复杂的物理化学反应作用产生的呈酸性且SO42-和重金属含量超标的有害水体。
矿山酸性废水有以下特点：①呈酸性、金属离子浓度高，例如含Fe3+的矿山废水因水解生成的氢氧化铁呈红褐色，被称为“红龙之灾”;②废水产生量大且水流持续时间长，常常矿山开采结束后，废水仍继续流出;③水质、水量不稳定，波动较大。
AMD进入自然水体后使水体酸化，导致水生生物死亡；进入土壤后使土壤板结，毒化土壤，造成功能退化。
在1947年，Colmer等首次提出细菌是AMD形成的重要原因。
在后续的研究和实际治理过程也进一步的证实了这种论断。
如黄铁矿，在有菌存在和无菌存在时，氧化速度相差较大。
黄铁矿氧化产酸过程如下：Fe3+被黄铁矿还原生成Fe2+，而Fe2+很快又被微生物或O2氧化成Fe3+再与黄铁矿反应，如此循环反应，形成了大量的AMD。
2、AMD的治理AMD现已严重危害到生态环境乃至人类的生存安全，其治理技术也日新月异。
目前，效果显著的治理技术主要有中和法、沉淀法、人工湿地、吸附法及生物法等。
2.1 中和法面对大量的酸性废水，中和法成为了人类在治理AMD时的首要选择。
中和法又称为氢氧化物沉淀法，中和法就是在废水中投加大量的碱性物质，如石灰乳、氢氧化钠、石灰石等，来提高废水酸碱度，从而沉淀废水中的金属离子。
酸性煤矿废水处理工艺
酸性煤矿废水处理工艺煤矿酸性废水是我国煤矿废水污染中对生态环境破坏最大的污染源之一，其对煤矿的排水设施、钢轨及其他机电设备均具有很强的腐蚀性，严重时危害矿工安全，影响井下采煤生产。
若直接排放，将污染地表水和地下水资源及土地资源，危害农作物、水生生物和人类健康，还会使矿区地下水资源大面积疏干，造成地下水的浪费。
综上所述，煤矿酸性废水因其量大、面广、污染严重、治理程度低而成为制约煤矿可持续发展的一大障碍。
煤矿酸性废水的形成过程非常复杂，是煤层中夹杂的硫铁矿经过一系列氧化、水解等反应后生成的，是一系列物理、化学和生物过程相互作用的结果。
其形成机制为：①在氧和水存在的条件下，煤层或岩层中硫铁矿被氧化，生成硫酸和亚铁离子；②在酸性条件下，亚铁离子被进一步氧化为铁离子；③由于铁和锰离子的水解，增加了矿井水的酸度。
1 试验材料和方法1．1 试验材料仪器：ZR4—4混凝试验搅拌机，增氧泵（山本8000），电感耦合等离子光谱发生仪（ICP-OES PE2100DV）。
药品：多糖生物絮凝剂，工业用石灰，水样：贵州某酸性矿井废水，水体透明呈淡黄色，长时间暴露空气中后呈红褐色，其水质指标见表1。
1．2 试验方法铁锰去除率的测定方法：向500mL烧杯中加入200mL待测水样，调节pH，向水样中滴加石灰乳直至水样不再出现绿色，同时曝气。
加入多糖生物絮凝剂（15g／L，下同），用ZR4—4混凝试验搅拌机以150r／min的转速搅拌30s后，静置1min，取水样的上清液，用电感耦合等离子光谱发生仪测定其中的铁和锰含量，其去除率（％）计算式分别见式（1）、式（2）。
铁去除率＝［（AFe－BFe）／AFe］×100％（1）AFe——原水水样中的铁含量，mg／L；BFe——处理后上清液中的铁含量，mg／L。
锰去除率＝［（AMn－BMn）／AMn］×100％（2）AMn——原水水样中的锰含量，mg／L；BMn——处理后上清液中的锰含量，mg／L。
煤矿污水处理工艺流程
煤矿污水处理工艺流程一、引言煤矿污水处理是保护环境、维护生态平衡的重要工作之一。
本文将详细介绍煤矿污水处理的工艺流程，包括预处理、主处理和后处理三个阶段。
二、预处理阶段预处理阶段旨在从煤矿污水中去除大颗粒悬浮物和沉淀物，以减轻主处理阶段的负担。
具体工艺包括：1. 水解酸化：将煤矿污水经过调节pH值后，利用酸化菌将有机物转化为易降解的有机酸。
2. 沉淀：将经过水解酸化的污水进入沉淀池，利用重力沉淀原理将悬浮物和沉淀物分离。
3. 空气浮选：将沉淀后的污水引入空气浮选池，通过注入微细气泡使悬浮物上浮并被刮集。
三、主处理阶段主处理阶段是煤矿污水处理的核心，主要通过生物处理和物理化学处理来去除有机物和无机物。
具体工艺包括：1. 厌氧消化：将经过预处理的污水引入厌氧消化池，利用厌氧菌将有机物分解为沼气和有机肥料。
2. 好氧生物处理：将厌氧消化池出水引入好氧生物处理池，通过好氧菌的作用将残留的有机物进一步分解。
3. 活性炭吸附：将好氧生物处理池出水通过活性炭吸附柱，去除残留的有机物和微量污染物。
4. 混凝沉淀：将活性炭吸附后的污水引入混凝剂槽，加入混凝剂使弱小颗粒结团并沉淀。
5. 滤料过滤：将混凝沉淀后的污水通过滤料层，去除细小颗粒和悬浮物。
四、后处理阶段后处理阶段旨在进一步提高污水的处理效果，确保出水达到排放标准。
具体工艺包括：1. 活性炭吸附：将滤料过滤后的污水引入活性炭吸附池，利用活性炭吸附去除残留的有机物和微量污染物。
2. 深度处理：将活性炭吸附后的污水引入深度处理池，通过添加草酸钠和次氯酸钠等深度处理剂进一步去除有机物和微生物。
3. 除磷除氮：将深度处理池出水引入除磷除氮池，利用除磷菌和硝化菌将污水中的磷和氮去除。
4. 紫外线消毒：将除磷除氮池出水引入紫外线消毒器，利用紫外线照射杀灭残留的微生物。
5. 氯化消毒：将紫外线消毒后的污水引入氯化消毒池，加入适量的氯化剂进行消毒处理。
五、总结煤矿污水处理工艺流程主要包括预处理、主处理和后处理三个阶段。
煤矿酸性矿井水的形成及主要处理技术
煤炭 开采过 程 中 ， 方 面为保 证采矿 安 全 ， 要 一 需 对 矿井排 水和 对另一方面 采用形 成 的导 水裂 隙带 会对煤 系含 水层 产 生 自然疏 干 ， 这就 造 成 水 资 源 的 浪 费０ 。煤 矿 酸性 Ｊ 矿井水是 煤 矿 开采 过 程 中的一 大污 染 源 。据 报 导 ， 目前 中国煤 炭 生 产 过 程 中 ， 年 至 少 排 出 ２ ． 每 ２ ６亿 ｍ ＿ ｊ － 的矿井 水 ， 中北 方地 区约 占 ６ ％ 。若 把 ｐ 其 ０ Ｈ值 小于 ６ ５定义 为 酸性 矿 井 水 ， 有 相 当数 量 的矿 井 ． 则 水 归属 此列 。 酸性 矿井水 的直接 排放不 仅 浪费 了宝贵 的水 资
成硫 酸 ， 而使 矿井 水呈 酸性 。 进 但是， 由于 酸性 矿井 水 的形成 机理 非 常 复杂 ， 因
而 对其 具体 的形 成过 程 有着 各种 不 同 的看 法 。以黄 铁 矿 的氧化 为例 ， 三种 代 表性 的观 点 ： 有 第 一种 观点 认 为酸性 水 的产 生是 黄铁 矿 连续 氧
岩 中含有 硫铁 矿 ， 由于 煤 炭 的 开 采破 坏 了煤 层 原 有
的还 原环 境 ， 供 了氧 化 这些 还原 态 硫 化 物 所 需 的 提
氧， 地下 水 的渗 出 并 与 残 留 煤 柱 及 煤 层 顶 、 板 接 底 触， 促使 煤层 或 者 顶 底 板 中的 还原 态 的硫 化 物 氧 化
（ ｃｏ ｌ ｆ ｅｏｒｅ ＆ Ｅ ｖｒｎ ｅ ｔＨｅａ ｏｙ ｃｎｃＵ ｖｒ ｔ，Ｊ ｏｕ ５ ０ ０ ｈｎ ） Ｓ ｈｏ ｓｕｃｓ ｏＲ ｎｉ ｍ ｎ ， ｎｎＰ ｌｔ ｈ ｉ ｎ ｅ ｉ ｏ ｅ ｉ ｓ ｙ ｉ ｚｏ４ ４ ０ ，Ｃ ｉａ ａ
Ａｂ ｔ ａ ｔ Ａｃｄ ｃ ｍｉ ｅ ｗａ ｅ ｓａ ｍｐ ｒａ ｔ ｉ ｄ ｏ ｅ ｌ ｇ ｃ ｌｄ ｓ ｓｅ ｎ ｔ ｅ ｍｉ ｉ ｇ ａ ｅ ｓ ｓ ｒ ｃ ： ｉ ｉ ｎ ｔ ｒｉ ｎ ｉ ｏ ｔ ｎ ｎ ｆ ｏ ｏ ｉ ａ ｉａ ｔ ｒ ｉ ｈ ｎ ｎ ｒ ａ ．Ａｃ ｄ ｃ ｍｉ ｅ ｗ ｔ ｒｉ ｅ ｕｔｏ ｋ ｇ ｓ ｉ ｉ ｎ ａ ｅ ａ ｒ ｓ ｌ ｆ ｓ
煤矿酸性废水处理技术
煤矿酸性废水处理技术煤矿酸性废水(acid coal mine drainage,ACMD)重金属离子和硫酸盐浓度高、pH 值较低,对生态环境具有严重的危害性,已成为全球性环境污染问题。
传统处理ACMD 方法中,中和法成本较高、污泥处置不当还易引起二次污染。
湿地法占地面积大,受环境影响很大,逸出的H2 S 对环境有污染。
近年来兴起的微生物法具有运行费用低、环保实用、再生性强等优点,已经成为酸性矿山废水处理技术的前沿课题。
然而,低pH、高浓度重金属离子抑制以及持续碳源投加等问题造成目前微生物法未能大规模进行工程应用。
众多研究表明,微生物固定化技术能够营造适宜的微环境,提高生物活性、耐毒性,已成为解决上述问题最有效的措施之一。
包木太等采用海藻酸钠固定化包埋石油烃降解菌处理含油废水,一定条件下降解率> 50% ,高于游离菌的30% 。
大量研究表明,玉米芯含丰富的有机成分和矿质元素,作缓释碳源具有成本低、来源广泛、稳定性好的优点。
铁屑具有增强SRB 环境耐受力和提高活性的作用,将其与SRB 协同应用于ACMD 处理已有较多报道。
麦饭石是一种具有生物功能属性的矿石,具有良好的吸附性、溶出性、生物活性以及pH 双向调节性等多种理化特性 ,在污废水净化领域有较多应用。
然而天然麦饭石因表面孔道中含有大量杂质,影响其性能发挥。
因此,本研究提出对麦饭石进行盐改性,该方法是将麦饭石浸渍于无机盐溶液中进行改性处理,其机理主要是基于麦饭石的离子交换能力。
麦饭石经盐改性后,消除杂质使孔径和内表面积增大,同时具有带电性,极大提高麦饭石的溶出吸附能力及生物活性。
狄军贞等研究改性麦饭石对Mn2 + 和NH4 + -N 的去除效果,结果表明,当初始浓度为≤30 mg·L - 1 ,盐、碱改性相比未改性麦饭石对Mn2 + 去除率及吸附量都有明显提高。
盐改性麦饭石通常采用硫酸钠等强酸强碱盐进行盐处理的效果比较好,这是因为强酸强碱盐的电解离充分。
煤矿污水处理工艺流程
煤矿污水处理工艺流程一、引言煤矿污水处理是指对煤矿生产过程中产生的废水进行处理，以达到排放标准或再利用的目的。
本文将详细介绍煤矿污水处理的工艺流程，包括预处理、主处理和后处理三个阶段。
二、预处理1. 污水收集：将煤矿生产中产生的废水进行集中收集，确保废水能够全面进入处理系统。
2. 粗筛过滤：通过粗筛将废水中的大颗粒杂质、煤渣等固体物质进行初步过滤，以减少后续处理过程中的负荷。
3. 沉淀池：将废水送入沉淀池，利用重力沉淀原理使悬浮物沉淀到池底，形成污泥。
三、主处理1. 曝气池：将经过预处理的废水送入曝气池，通过增氧设备提供充足的氧气，促进废水中的有机物被微生物降解，达到生化处理的效果。
2. 活性污泥法：采用活性污泥法处理废水，将曝气池中的废水与活性污泥混合，在一定的时间内进行充分接触和降解，使有机物得到去除。
3. 沉淀池：将经过生化处理的废水送入沉淀池，利用重力沉淀原理使活性污泥沉淀到池底，形成污泥。
同时，清水从池顶流出，进一步净化。
4. 滤池：将经过沉淀的清水送入滤池，通过滤料层的过滤作用，去除废水中的微小悬浮物和胶体物质，以进一步提高水质。
四、后处理1. 活性炭吸附：将经过滤池处理后的水送入活性炭吸附池，利用活性炭对水中的有机物进行吸附，提高水质的净化效果。
2. 消毒处理：经过活性炭吸附的水进入消毒池，通过投加消毒剂（如次氯酸钠）对水中的细菌、病毒等进行杀灭，确保水质达到排放标准。
3. 中水回用：经过消毒处理的水可以根据需要进行中水回用，用于冲洗设备、灌溉等非饮用水用途，实现资源的再利用。
五、总结煤矿污水处理工艺流程包括预处理、主处理和后处理三个阶段。
通过粗筛过滤、沉淀池、曝气池、活性污泥法、沉淀池、滤池、活性炭吸附、消毒处理和中水回用等步骤，可以有效地将煤矿废水进行处理，达到排放标准或再利用的要求。
这一工艺流程可以帮助煤矿企业合理处理废水，减少对环境的污染，保护生态环境。
同时，中水回用还可以实现资源的再利用，提高水资源的利用效率。
简述几种酸性矿井水的处理新技术
简述几种酸性矿井水的处理新技术摘要：我国矿山酸性废水处理工作取得了一定的成绩，并已形成了一系列与矿山环境保护有关的法律制度，同时在酸性废水的处理和再循环利用以及无害化排放方面取得了丰富的实践经验和丰硕的研究成果。
目前酸性矿井水处理较为困难，且成本高，急需发展科技含量高的处理方法。
关键词：酸性矿井水；铬渣；粉煤灰；复合絮凝剂多年来，我国在酸性废水的处理和再循环利用以及无害化排放方面取得了丰富的实践经验和丰硕的研究成果。
文章对几种矿山酸性废水的处理新技术进行分析。
1利用粉煤灰处理矿井废水本技术包括下列步骤：①将粉煤灰与矿井废水在反应池中充分搅拌混合，每L水中添加5～10 g的粉煤灰，常温下反应10～15 min；②反应结束后将含有粉煤灰的矿井废水在沉淀池中沉淀45～60 min，使渣水分离；③渣水分离后的矿井废水上清液经过滤池过滤达到回用水的标准。
本技术经济、高效，处理后的矿井废水，悬浮物、CODcr、色度等指标可达到回用水标准。
同时废水处理使用后的粉煤灰经浓缩后仍可作为建筑材料使用，实现了矿井废水资源化和粉煤灰循环利用的双重目标。
2电镀污泥与酸洗废水协同资源化处理通过运用酸－碱两类重金属污染物的协同效应强化反应与分离的新过程，实现了重金属Cu、Ni、Zn、Cr的工艺回收率分别为94％、91％、90％、95％，系统闭路，无二次污染，该技术明显优于国外同类技术。
运用酸-碱两类重金属污染物的协同效应，以废酸活化碱性污泥的预处理来强化后序的氨络合转化提取；开拓了硫铵介质中同步实现Cu、Ni、Zn的高效选择性提取与Cr-Fe从系统中的分离；在硫铵介质中调控含铬铁氧体形态，使生成的钝化态CrO（OH）稳定地化学固结在Fe3O4渣相，实现铁氧体无害化；简化萃取分离Cu、Ni、Zn工艺，获得单一金属盐类产品。
3五氧化二钒生产中废水的处理及其全循环技术本技术提供一种五氧化二钒生产废水的污染治理及其全循环技术。
将树脂吸附提钒工段的尾水作为浸取工段的浸钒用水，以及将铵盐沉钒废水在补充氯化钠后作为解吸工段的钒盐解吸用水，在设定的时间内直接循环使用；然后在尾水中加进硫化铁矿粉和硫化钠，在沉钒废水中加进石灰和硫化钠，搅拌、静止沉淀，将清液按上法继续循环使用；将以上经过反复的处理和循环，导致累积了高浓度钠盐的废水排进到加盐制球工段盐水池中，作为加盐制球工段的盐水使用。
煤矿污水处理的工艺有哪些
煤矿污水处理的工艺有哪些煤矿是我国的重要能源产业，但是在煤矿开采和加工过程中会产生大量的污水。
这些煤矿污水中含有大量的悬浮物、重金属、有机物和酸性物质，对周围的水环境和土壤造成了严重的污染。
因此，进行煤矿污水处理是必要的。
下面介绍几种常见的煤矿污水处理工艺。
1. 机械去除法：机械去除法是最基础的煤矿污水处理工艺，主要通过物理方法将煤矿污水中的固体颗粒进行去除。
这种方法常用的设备有格栅、沉砂池和沉淀池。
格栅用于去除大颗粒的固体杂质，沉砂池用于沉降较大颗粒的固体杂质，沉淀池用于沉淀较小颗粒的固体杂质。
2. 气浮法：气浮法是一种利用气体的浮力将悬浮物分离的方法。
煤矿污水首先会加入絮凝剂，形成较大的絮凝体，然后通过注入气体在浮升过程中将絮凝体与水分离。
气浮法的优点是处理效果较好，可以有效去除煤矿污水中的悬浮物。
3. 活性炭吸附法：活性炭具有良好的吸附能力，可以吸附煤矿污水中的有机物和重金属。
在活性炭吸附法中，煤矿污水会经过活性炭床层，在床层中有机物和重金属会被活性炭吸附，从而净化水质。
活性炭饱和后，可以通过热解或者冲洗再生，以恢复活性。
4. 活性污泥法：活性污泥法是一种生物处理方法，主要利用污水中的微生物将有机物降解。
在煤矿污水处理过程中，将活性污泥接种到污水中，微生物会利用有机物进行生长和代谢，降解有机物并转化为无机物。
这种方法可以有效去除煤矿污水中的有机物，但对于含有重金属污染物的污水处理效果较差。
5. 植物净化法：植物净化法利用植物的吸附和生物降解能力进行污水处理。
通过在人工湿地中种植一些水生植物，如芦苇、菖蒲等，植物的根系可以吸附煤矿污水中的悬浮物和重金属，并通过植物的代谢作用进行生物降解。
这种方法简单且成本较低，可以同时解决水污染和土壤污染问题。
以上是几种常见的煤矿污水处理工艺，每种工艺都有其适用的场景和优缺点。
在实际应用中，通常需要根据煤矿污水的水质特点和排放要求来选择合适的工艺组合，以达到高效、经济和可持续的污水处理效果。
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酸性煤矿废水处理工艺
煤矿酸性废水是我国煤矿废水污染中对生态环境破坏最大的污染源之一，其对煤矿的排水设施、钢轨及其他机电设备均具有很强的腐蚀性，严重时危害矿工安全，影响井下采煤生产。
若直接排放，将污染地表水和地下水资源及土地资源，危害农作物、水生生物和人类健康，还会使矿区地下水资源大面积疏干，造成地下水的浪费。
综上所述，煤矿酸性废水因其量大、面广、污染严重、治理程度低而成为制约煤矿可持续发展的一大障碍。
煤矿酸性废水的形成过程非常复杂，是煤层中夹杂的硫铁矿经过一系列氧化、水解等反应后生成的，是一系列物理、化学和生物过程相互作用的结果。
其形成机制为：①在氧和水存在的条件下，煤层或岩层中硫铁矿被氧化，生成硫酸和亚铁离子；②在酸性条件下，亚铁离子被进一步氧化为铁离子；③由于铁和锰离子的水解，增加了矿井水的酸度。
1 试验材料和方法
1．1 试验材料
仪器：ZR4—4混凝试验搅拌机，增氧泵（山本8000），电感耦合等离子光谱发生仪（ICP-OES PE2100DV）。
药品：多糖生物絮凝剂，工业用石灰，水样：贵州某酸性矿井废水，水体透明呈淡黄色，长时间暴露空气中后呈红褐色，其水质指标见表1。
1．2 试验方法
铁锰去除率的测定方法：向500mL烧杯中加入200mL待测水样，调节pH，向水样中滴加石灰乳直至水样不再出现绿色，同时曝气。
加入多糖生物絮凝剂（15g
／L，下同），用ZR4—4混凝试验搅拌机以150r／min的转速搅拌30s后，静置1min，取水样的上清液，用电感耦合等离子光谱发生仪测定其中的铁和锰含量，其去除率（％）计算式分别见式（1）、式（2）。
铁去除率＝［（AFe－BFe）／AFe］×100％（1）
AFe——原水水样中的铁含量，mg／L；
BFe——处理后上清液中的铁含量，mg／L。
锰去除率＝［（AMn－BMn）／AMn］×100％（2）
AMn——原水水样中的锰含量，mg／L；
BMn——处理后上清液中的锰含量，mg／L。
2 试验结果与讨论
2．1 pH 对铁、锰去除率的影响
取200mL原水，向水样中滴加石灰乳直至水样不再出现绿色，继续添加石灰乳，分别调节pH 为6、7、8、9、10、11、12，水气比1∶15，曝气10min后，加入0．4mL 15g／L多糖生物絮凝剂，以150r／min的转速搅拌30s，静置沉淀1min 后取上清液测定金属含量，并计算出铁、锰的去除率，相关试验结果见图1。
由图1可知，pH 对铁、锰去除率有较大影响，随着pH 的升高，铁、锰去除率逐渐增大，这是由于pH 的增高促进了氢氧化铁、氢氧化锰沉淀的生成及絮凝剂分子链上－OH 和－COO－的水解，使分子链伸展，并通过改变絮凝剂分子和胶体颗粒的表面电荷，从而有效的对氢氧化铁、氢氧化锰颗粒进行吸附架桥。
当pH 达到8时，铁的去除率达到最大，为99．99％，此时锰的去除率为87．65％。
可
能由于氢氧化锰的溶度积较氢氧化铁的大，锰的去除率在pH 为9时达到最大，为99．01％。
当pH 高于9时，铁去除率开始下降。
由于该废水原水pH分别为3．1，需投加碱调节pH，且pH分别为9、10时锰去除率均为99％，低于《地表水环境质量标准》（GB 3838—2002）中锰含量小于0．1mg／L的标准，考虑到废水处理成本问题，确定最佳的pH为9，此时石灰添加量为0．6g，即单位废水添加量为3kg／m3。
2．2 多糖生物絮凝剂投加量对铁、锰去除率的影响
取200mL水样，调节pH 为9，气水比1∶15的条件下曝气10 min 后，分别加入0．1 mL、0．2mL、0．3mL、0．4mL、0．5mL、0．6mL多糖生物絮凝剂，废水中生物絮凝剂的相应浓度为7．5mg／L、15mg／L、22．5mg／L、30mg／L、37．5mg ／L、45mg／L，以150r／min的转速搅拌30s，静置沉淀1min后取上清液测定金属含量，并计算相关试验结果，见图2。
由图2可知，随着絮凝剂投加量的增加，铁、锰去除率逐渐增加。
多糖生物絮凝剂对该废水中铁、锰的去除效果极佳，极低的用量就可使铁浓度降至0．03mg／L以下，去除率高达99．9％，锰浓度降至0．1mg／L以下，去除率高达99％。
在该试验条件下，当絮凝剂投加量为0．3mL时铁去除效果最好，上清液中剩余铁含量为0．023mg／L，去除率高于99．99％。
当投加量高于此值时，去除率有所下降。
锰残留量在投加量为0．4mL时达到最低值，而后随多糖生物絮凝剂的投加量增加，上清液中锰残留量开始增多。
产生这种现象的原因主要为：当絮凝剂投加量较小时，可以用于颗粒间架桥的高分子数目过少，颗粒物未充分脱稳；随着投加量的增加，可用于架桥的高分子数增加，脱稳效果增给水排水 Vol．39 增刊 2013 3 29强；而当投加量过多时，由于胶体颗粒被絮凝剂包围，阻碍了颗粒继续絮凝而导致的再稳现象。
因此，锰对环境影响较铁大，综合考虑铁去除率、锰去除率和对环境的影响，确定絮凝剂最佳投加量为0．4mL，即30mg／L，单位废水多糖生物絮凝剂投加量为30g。
2．3 气水比对铁、锰去除率的影响
取200mL水样，调节pH为9，分别在气水比分别为1∶5、1∶8、1∶10、1∶15、1∶20条件下曝气10min，加入0．4mL多糖生物絮凝剂，以150r／min的转速搅拌30s，静置沉淀1min后取上清液测定铁、锰含量，相关试验结果见图3。
由图3可知，在上述试验条件下，增大气水比可以提高金属去除率。
气水比对铁的去除影响大于对锰去除率的影响。
当气水比为1∶10时，铁去除率高于99．99％，锰去除率为98．91％，此时上清液中残留铁含量为0．022mg／L，锰含量为0．905mg／L，均已达到出水标准。
之后随气水比的增大去除率保持稳定。
当气水比大于1∶15时，随着气水比的增加，两种离子的去除率均出现了下降。
气水比对铁的去除有很大影响是由于原水中的铁主要以二价铁的形式存在，曝气可促进将二价铁的羟基络合物氧化为三价铁的羟基络合物，三价铁的羟基络合物可不断形成多核络合物，直至形成稳定的氢氧化铁。
随着气水比的增加，水中溶解氧含量增加，所形成的稳定的氢氧化铁的量增加，有利于铁与絮凝剂发生架桥作用从而从水中去除。
曝气同时对絮体有一定的搅拌作用，随着气水比的增加，搅拌强度增加。
初步判定气水比1∶15之后去除率的下降是由搅拌过度阻碍了大颗粒的形成，不利于与絮凝剂发生架桥作用。
综合考虑曝气成本和去除率，确定最佳气水比为1∶10。
2．4 曝气时间对铁、锰去除率的影响
取200mL原水水样，加石灰乳，调节pH 至9，气水比为1∶10，分别设曝气时间2min、5min、10min、15min、20min，曝气结束后加入0．4mL微生物絮凝剂，以150r／min的转速搅拌30s，静置沉淀1min后取上清液测定铁、锰含量，计算去除率，相关结果见图4。
由图4可知，在上述试验条件下，延长曝气时间可以提高铁、锰去除率。
曝气时间对铁去除率的影响大于对锰去除率的影响。
当曝气时间为10min时，上清液中铁含量为0．023 mg／L，锰含量为0．087mg／L。
当曝气时间大于10min时，随着曝气时间的增加，铁的去除率有略微的下降，锰的去除率不变。
曝气时间影响水中氧含量，从而影响废水中还原态金属离子的羟基络合物向氧化态金属离子的羟基络合物转化，进而影响铁锰的去除率。
其原理与曝气强度对铁锰去除率的影响基本相同。
综合考虑曝气成本和去除率，确定最佳曝气时间为10min。
3 总结
本文通过研究由多糖生物絮凝剂对贵州某酸性煤矿废水中铁、锰的去除，得出以下结论：
（1）多糖生物混凝剂具有较高效率，短时间内即可取得显著地去除效果，还可解决传统的无机和有机絮凝剂产生的二次污染的问题。
其应用范围广，在碱性范围内均有较强的絮凝能力。
将其应用于酸性煤矿废水，对铁锰均有很好的去除效果。
（2）在pH为9，生物絮凝剂投加量为30mg／L，以1∶10的气水比曝气10min，沉降时间为1min的条件下，铁离子去除率即可高达99．99％，锰离子去除率高达99％，出水中残留铁锰含量远低于《地表水环境质量标准》（GB 3838—2002）标准。