煤矿酸性废水处理技术
煤层气田酸性水处理与综合利用技术研究
煤层气田酸性水处理与综合利用技术研究煤层气田开采过程中产生的酸性水是一种常见的废水，其酸度高、含有多种有机物和无机盐，对环境造成严重污染。
同时，煤层气田的酸性水中还潜藏着大量的可回收资源，如有机物和无机盐。
因此，研究如何高效处理和综合利用煤层气田酸性水成为当前亟待解决的问题。
煤层气田酸性水的处理技术主要包括物理处理和化学处理两大类。
物理处理方法主要包括过滤、沉淀、悬浮、膜分离等，通过这些方法可以去除酸性水中的悬浮物、大颗粒物和一部分有机物。
化学处理方法则采取酸碱中和、氧化还原、沉淀、络合等方法，以降低酸性水的酸度、去除有机物和无机盐。
在物理处理方面，过滤是最常用的方法之一。
可以利用颗粒床过滤或者纤维滤布膜过滤等技术来去除酸性水中的悬浮物和颗粒物。
通过对过滤设备结构与运行参数的优化，可以提高过滤效果和处理效率。
另一种物理处理方法是膜分离技术，包括微滤、超滤、纳滤和反渗透等。
这些技术可以去除酸性水中的胶体物质、大分子有机物和无机离子。
膜分离技术具有操作简单、脱盐效果好、无化学污染等优点，但同时也存在膜污染和能源消耗较高的问题。
化学处理方法中，酸碱中和技术是常用的处理方法之一。
通过在酸性水中加入碱，可以降低其酸度，使其达到环境排放要求。
同时，酸碱中和还可以促进酸性水中重金属的沉淀，减少对环境的危害。
氧化还原技术是处理酸性水中有机物的有效手段，常用的氧化剂有臭氧、高锰酸钾和过氧化氢等。
通过氧化反应，有机物可以转变成无机物或者较易降解的有机物，从而实现酸性水中有机物的去除。
沉淀技术常用于处理酸性水中的无机盐，通过调整pH值和沉淀剂的投加量，可以使酸性水中的无机盐生成沉淀，从而实现其去除。
络合技术是针对酸性水中的重金属离子的处理方法，通过添加络合剂与重金属离子结合形成络合物，使重金属离子沉淀或者分配到沉淀物中去。
除了处理酸性水的技术之外，煤层气田酸性水的综合利用也是一项重要的研究课题。
酸性水中的有机物和无机盐可以用于能源回收和资源化利用。
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。
4.4.14.矿山酸性废水与土壤重金属污染治理
矿山酸性废水的危害
重金属有毒物质的特点：
（1） 重金属离子无法被微生物降解，只能在各种形态间互相转化和 分散，有些价态无毒，有些价态毒性极强；
（2） 重金属离子容易被带负电荷的胶体吸附，随水流迁移，并逐渐 沉降，一般在湖泊和排污口下游一定范围内的底泥中含量较高；
矿山酸性废水的特点
（1）呈酸性，含有多种金属离子，Fe3+偏多， 呈红褐色；
（2）水量大，伴随矿山的开采，水流时间长；
（3）水量和水质的波动较大；
矿山酸性废水的危害
（1）矿山酸性废水大量排入河流、湖泊，破坏水环境的 自然缓冲作用，改变水体pH值，抑制微生物生长，妨害水体 自净，影响或抑制水生生物生存，严重破坏生态环境；
SHENG TAI JING JI
矿山酸性废水与
土壤重金属污染治理
PART ONE
一 矿山酸性 废水污染治理
矿山酸性废水污染治理
矿山酸性废水的形成
大多数的黑色金属矿、有色金属矿和煤矿等，都含有一定量的硫或 金属硫化物，在矿山开采过程中，大量的尾矿石、剥土堆放于露天，在 氧化铁硫杆菌、氧化硫杆菌等微生物的催化作用下，硫和金属硫化物被 氧化，经雨水冲刷，形成了含有硫酸和硫酸盐的酸性废水，即矿山酸性 废水（Acid Mine Drainage，AMD）。
PART TWO
二
矿山土壤重金 属污染治理
矿山土壤重金属污染治理
治理矿山土壤重金属污染，是指清除污染土壤中的重金属，或降低 土壤中重金属的活性和有效态组分，以期恢复土壤生态系统的正常功能， 减少土壤重金属向食物链和地下水的转移。
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。
211065579_煤矿酸性废水处理技术综述
术创新煤矿酸性废水处理技术综述梁天昌欧莉莎张朝玉（贵州雏阳生态环保科技有限公司贵州贵阳550001）摘 要：随着社会发展，我国的矿产行业发展水平也在日益提升。
但是，伴随着矿产行业的发展和各种矿物质的开采，必然会产生各式各样的矿物质废水，而这些废水在排放之前需要进行充分的处理，从而保证在排放之后废水中所残留的有害物质不会对自然环境或是人们的身体健康造成过大的威胁。
本文就现如今煤矿酸性废水处理中的各种工艺改进和应用展开综合分析和研究，希望能够对我国的煤矿酸性废水处理的各项工艺提供一定的改进和创新帮助，对我国的废水处理水平提升提供一定的推动，助力我国的经济发展和自然保护工作收获更好的效益。
关键词：煤矿酸性废水处理技术环境保护综述中图分类号： X703文献标识码：A文章编号：1674-098X(2022)08(c)-0020-05 Review of Acid Wastewater Treatment Technology in Coal MineLIANG Tianchang OU Lisha ZHANG Chaoyu(Guizhou Chuyang Ecology Environmental Protection Technology Co., Ltd., Guiyang, Guizhou Province,550001 China)Abstract: With the social development, the development level of China's mineral industry is also improving day by day. However, with the development of the mineral industry and the mining of various minerals, it is bound to pro-duce a variety of mineral wastewater, which needs to be fully treated before discharge, so as to ensure that the re-sidual harmful substances in the wastewater after discharge will not pose an excessive threat to the natural environ-ment or people's health. This paper conducts a comprehensive analysis and research on the improvement and appli-cation of various processes in the treatment of acid wastewater from coal mines, hoping to provide some help for the improvement and innovation of various processes in the treatment of acid wastewater from coal mines in China, promote the improvement of wastewater treatment level in China, and help China's economic development and natural protection work to achieve better benefits.Key Words: Acid wastewater from coal mine; Treatment technology; Environmental protection; Overview煤矿开采及相关生产行业是推动我国经济效益发展的重要行业。
煤矿矿井废水处理办法设计
煤矿矿井废水处理办法设计一、废水的特点1.高浓度：煤矿矿井废水中含有大量的煤尘、重金属离子和有机物质，浓度较高。
2.酸碱性较高：废水呈酸性或碱性，酸性主要来自于煤的氧化，碱性来自于矿井降雨以及尾矿和尾矿库的渗漏。
3.悬浮物含量高：废水中含有煤矸石、泥浆和颗粒物等悬浮物，严重影响水质。
4.腐蚀性强：废水中含有大量的硫酸盐、氯化物和硫化物等化学物质，对设备具有很强的腐蚀性。
二、处理流程1.预处理：主要是对废水进行初步的处理，包括除沉砂、除渣、除气、调节酸碱度等，以减少对后续处理设备的影响。
2.中处理：采用物理、化学和生物等方法对废水进行处理，以去除废水中的悬浮物、溶解性有机物和重金属等污染物。
3.后处理：对中处理后的废水进行进一步的处理，主要是调节pH值、除去残留的污染物和消毒。
三、技术措施1.物理方法：包括混凝、沉淀和过滤等。
通过加入混凝剂，使废水中的悬浮物凝聚成较大的颗粒，然后通过沉淀或过滤的方式将其分离。
2.化学方法：主要是采用化学药剂对污染物进行沉淀、络合或氧化还原反应。
例如，可以使用聚合氯化铝等混凝剂和活性炭等吸附剂。
3.生物方法：通过利用微生物的降解作用，分解废水中的有机物质。
例如，可以采用好氧生物处理技术或厌氧生物处理技术。
四、设备选型根据废水的特点和处理流程，可以选择适合的设备进行废水处理。
例如：1.除尘除渣设备：可以选择沉淀池、格栅滤池等设备，用于除去废水中的悬浮物和颗粒物。
2.混凝剂投加装置：根据处理需要选择合适的投加装置，如搅拌桶、混合器等，用于混合和投加混凝剂。
3.生物处理设备：可以选择好氧生物反应器、厌氧生物反应器或人工湿地等设备，用于处理废水中的有机物质。
4.过滤设备：根据处理流程选择合适的过滤器，如压力过滤器或沸石过滤器等，用于去除废水中的悬浮物和残余污染物。
总之，煤矿矿井废水处理办法的设计需要根据废水的特点和要求进行合理的方案选择和设备选型。
通过预处理、中处理和后处理等工艺流程，通过物理、化学和生物等方法对废水进行综合处理，实现废水的排放标准和循环利用要求。
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。
矿井酸性水治理方案
矿井酸性水治理方案1. 概述矿井酸性水是指由于矿山开采活动而导致地下水、地表水或井水中的溶解氧、溶解二氧化碳和其他酸性物质含量增加，从而使水体呈酸性或酸性增强的一种现象。
酸性水不仅对环境造成污染，还可能危及人体健康。
因此，矿井酸性水的治理成为了矿山开采行业亟待解决的问题。
本文档将介绍针对矿井酸性水治理的一种可行方案，以解决酸性水对环境和人体健康的影响。
2. 酸性水治理方案2.1. 预防措施预防矿井酸性水的产生是治理酸性水问题的首要任务。
下面是一些常见的预防措施：•合理开采：在矿山开采过程中，应采取科学的开采方法和技术，避免破坏地下水层和水系，减少酸性物质的产生。
•增加覆土层：增加矿山的覆土层，降低矿石中有毒有害物质对水体的渗透和污染程度。
•加强管理：加强对矿山开采过程的监管，确保矿山的运营符合环保要求，避免对环境造成不可逆的破坏。
2.2. 收集和处理酸性水即使采取了预防措施，矿井酸性水仍然有可能产生。
为了解决这个问题，需要对酸性水进行收集和处理。
2.2.1. 收集酸性水收集酸性水的主要目的是避免其进一步的渗透和污染水体。
常见的收集方法包括：•设置排水系统：在矿山区域设置排水系统，将产生的酸性水收集起来，并输送到处理站点。
•设置截水堰：设置截水堰，阻止酸性水的进一步扩散，避免其对周边水源的污染。
2.2.2. 处理酸性水处理酸性水的目的是降低其酸度和酸性物质的含量，使其达到环境标准。
常见的处理方法包括：•中和：使用中和剂将酸性水中的酸性物质中和，使其酸度达到中性或接近中性。
•氧化：使用氧化剂将酸性水中的有机物氧化为无机物，降低水体的有机污染程度。
•沉淀：加入沉淀剂，促使水中的悬浮物和颗粒物沉淀下来，减少水体浊度。
2.3. 处理后的酸性水的处置处理后的酸性水需要进行安全处置，避免再次对环境造成污染。
常见的处置方式包括：•固化处理：将处理后的酸性水固化成固态物，便于储存和处置。
•无害化处置：将处理后的酸性水经过进一步处理，使其达到排放标准，然后安全地排放到环境中。
矿山开采工程中酸性废水治理技术及对策简析
51采矿工程M ining engineering矿山开采工程中酸性废水治理技术及对策简析张 珊（山东省济宁生态环境监测中心，山东 济宁 ２７２０００）摘 要：针对矿山开采工程中的废水问题，提出了基于ＨＤＳ的矿山开采工程中酸性废水治理技术及对策简析。
根据ＨＤＳ处理工艺流程，从混合反应池、絮凝反应池和辐流式沉淀池三个内容方面展开详细分析。
分别从药剂配制添加、自动检测控制和治理技术运用方面对矿山开采工程中酸性废水治理采取相应对策，由此实现矿山开采工程的安全开采工作。
关键词：矿山开采；中酸性废水；ＨＤＳ处理；对策中图分类号：ＴＰ３９１ 文献标识码：Ａ 文章编号：１００２－５０６５（２０２１）０３－００５１－２Brief analysis on treatment technology and countermeasures of acid wastewater in mining engineeringZHANG Shan（Ｓｈａｎｄｏｎｇ Ｊｉｎｉｎｇ Ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ Ｍｏｎｉｔｏｒｉｎｇ Ｃｅｎｔｅｒ， Ｊｉｎｉｎｇ ２７２０００， Ｃｈｉｎａ）Abstract: Ａｉｍｉｎｇ ａｔ ｔｈｅ ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ ｐｒｏｂｌｅｍ ｉｎ ｍｉｎｉｎｇ ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ， ａ ｂｒｉｅｆ ａｎａｌｙｓｉｓ ｏｆ ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ ａｎｄ ｃｏｕｎｔｅｒｍｅａｓｕｒｅｓ ｆｏｒ ａｃｉｄ ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ｂａｓｅｄ ｏｎ ＨＤＳ ｉｎ ｍｉｎｉｎｇ ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ ｉｓ ｐｒｏｐｏｓｅｄ． Ａｃｃｏｒｄｉｎｇ ｔｏ ｔｈｅ ＨＤＳ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ｐｒｏｃｅｓｓ， ｄｅｔａｉｌｅｄ ａｎａｌｙｓｉｓ ｉｓ ｃａｒｒｉｅｄ ｏｕｔ ｆｒｏｍ ｔｈｅ ｔｈｒｅｅ ａｓｐｅｃｔｓ ｏｆ ｍｉｘｅｄ ｒｅａｃｔｉｏｎ ｔａｎｋ， ｆｌｏｃｃｕｌａｔｉｏｎ ｒｅａｃｔｉｏｎ ｔａｎｋ ａｎｄ ｒａｄｉａｌ ｆｌｏｗ ｓｅｄｉｍｅｎｔａｔｉｏｎ ｔａｎｋ． Ｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙ， ｃｏｒｒｅｓｐｏｎｄｉｎｇ ｃｏｕｎｔｅｒｍｅａｓｕｒｅｓ ｗｅｒｅ ｔａｋｅｎ ｆｏｒ ｔｈｅ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ｏｆ ａｃｉｄｉｃ ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ ｉｎ ｍｉｎｅ ｍｉｎｉｎｇ ｐｒｏｊｅｃｔｓ ｆｒｏｍ ｔｈｅ ａｓｐｅｃｔｓ ｏｆ ｃｈｅｍｉｃａｌ ｐｒｅｐａｒａｔｉｏｎ ａｎｄ ａｄｄｉｔｉｏｎ， ａｕｔｏｍａｔｉｃ ｄｅｔｅｃｔｉｏｎ ｃｏｎｔｒｏｌ ａｎｄ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ ａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎ， ｔｈｅｒｅｂｙ ｒｅａｌｉｚｉｎｇ ｔｈｅ ｓａｆｅ ｍｉｎｉｎｇ ｏｆ ｍｉｎｅ ｍｉｎｉｎｇ ｐｒｏｊｅｃｔｓ． Keywords: ｍｉｎｉｎｇ； ｎｅｕｔｒａｌ ａｃｉｄ ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ； ＨＤＳ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ； ｃｏｕｎｔｅｒｍｅａｓｕｒｅｓ中国工业的快速发展增加了对矿产资源的迫切需求。
实验四：酸性矿山水的化学处理
实验四：酸性矿山水的化学处理一、实验目的和意义采煤活动使硫化物暴露于大气和水，氧化并释放酸和金属离子（如：Fe, Cu 和Zn）于水体、沉积物、土壤和生物区，产生酸性矿山排水（AMD）。
受水文、地质、地球化学、物理化学和生物等因素的影响，AMD中含有高浓度的阳离子（如：Fe3+, Fe2+, Mn2+, Al3+）、阴离子（如SO42-）和痕量浓度的Cu、Hg、Pb、Zn、As等。
有关资料显示，煤矿生产中每开采1吨煤排放废水1-1.5 m3，破坏水资源达 2.5 m3左右；煤矿废水pH值一般很低,最低为2-3，具有很强的腐蚀性。
天然水文系统复杂多变，水文地球化学特征独特、地球化学敏感性和生态环境脆弱性突出，一旦污染，治理与恢复将是一项复杂、困难且耗时的工程，因此矿山废水污染问题已经成为许多国家关注的焦点，国内外学者针对矿山废水的处理展开了大量的研究。
酸性煤矿废水的处理方法主要有中和法、硫化物沉淀法、微生物法、湿地法等。
由于这些方法都存在自身的一些缺点及适用条件的限制，因此我们选用可渗透反应墙技术（PRB）这种方便、可行的措施来净化AMD。
二、实验方法利用可渗透反应墙技术（Permeable reactive barrier, PRB）对酸性矿山废水进行原位处理，以碳酸盐岩为反应介质。
在装置（图1）的进水端，利用微型蠕动泵计量连续进水，流量控制在50mL/min。
每天在各组装置的进水口（A）、Ⅰ段出水口（B），Ⅱ段出水口(C)分别取样，现场测试水样的易变参数（T,pH,EC,Eh,DO和HCO3-），对所取水样进行预处理后，分别测定Fe、Mn（用原子吸收分光光度法）以及SO42-含量(重量法)。
三、实验原理以可渗透反应墙技术(PRB)为依托，使用碳酸盐岩颗粒为反应介质，将AMD中溶解态的污染物从水体中去除。
实验仪器2.预处理所需仪器（1）马弗炉（1个）；（2）电热板（1个）；（3）洗瓶（1个）；（4）平底烧瓶（10个）；（5）漏斗（10个）；（6）瓷坩埚（10个）；（7）粉碎机（1台）。
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。
煤矿废水处理方案
煤矿废水处理方案背景随着煤炭开采的不断增加，煤矿废水处理问题日益严重。
煤矿废水中含有大量的悬浮物、有机物和重金属等有害物质，对水环境和生态环境造成了极大的破坏。
因此，煤矿废水处理成为社会关注的焦点。
煤矿废水的特点煤矿废水经常含有以下特点：•pH值低：煤矿废水pH值通常在4.5-6之间，属于酸性废水。
•含悬浮物：煤矿废水中常含有粉煤灰、煤炭渣等固体悬浮物。
•含有机物和油脂：煤矿废水中含有大量的有机物和油脂，对水体造成严重的污染。
•含有重金属：煤矿废水中含有镉、铬、铜等重金属，这些重金属对水体和生物造成毒害。
煤矿废水处理方案针对煤矿废水的特点，制定以下处理方案：中和处理煤矿废水中因为含有大量有机物和酸性物质，故可选用石灰中和法将废水中的酸、碱成份中和。
中和作用的结果是使酸、碱度基本上均衡且不变。
石灰中和的好处是操作容易，成本低，中和效果好，同时产生的沉淀能将废水中的悬浮物和重金属沉淀下来。
净化处理中和后的废水要进一步净化。
膜技术和生物技术可用于煤矿废水的深度处理。
膜技术将煤矿废水通过微孔膜滤材来处理，可有效去除废水中的悬浮物、有机物和重金属等。
生物技术通过人工构建的微生物群落，可将废水中有机物和氨氮等化合物转化为无害物质。
沉淀处理废水处理后，沉淀池可用于沉淀已经净化的废水。
沉淀池既可用于对净化水的进一步处理，也可用于处理原始的污水。
沉淀后的滤渣可用于肥料和土地改良，从而实现资源的再利用。
煤矿废水的处理需要科学的方案和有效的技术。
石灰中和、膜技术和生物技术的组合，可以有效地去除废水中的悬浮物、有机物和重金属等有害物质。
同时，沉淀池的运用可以促进对净化水的进一步处理和资源的再利用。
通过煤矿废水的处理，可以保护水环境和生态环境，实现可持续发展。
煤矿污水处理技术
煤矿污水处理技术煤矿污水是指在煤矿采掘、煤炭加工和煤矿废弃物处置过程中产生的含固体颗粒、悬浮物、有机物、重金属以及酸性物质的废水。
煤矿污水的排放对周围环境和生态系统造成了严重的污染，并且对人类健康产生了潜在的风险。
因此，煤矿污水的合理处理和治理成为了迫切需要解决的环境问题。
煤矿污水处理技术的应用可以从以下几个方面来进行阐述：1.物理处理技术：物理处理技术主要包括沉淀、过滤和浮选等方法。
沉淀是将污水中的悬浮物通过静态或动态沉淀作用固定在底部。
过滤是利用过滤介质将悬浮物和颗粒物截留下来，从而实现水的净化。
浮选是通过气泡将悬浮物浮起，并用刮板将其从水中移除。
2.化学处理技术：化学处理技术主要包括中和、氧化、沉淀和吸附等方法。
中和是将酸性或碱性污水通过添加中和剂，使其酸碱度逐渐接近中性。
氧化是通过添加氧化剂将有机物氧化成无机物，从而使污水得到净化。
沉淀是通过添加沉淀剂将悬浮物聚集成颗粒状沉淀，以便于去除。
吸附是利用吸附剂将污水中的有机物、重金属等物质吸附在其表面上，从而实现水的净化。
3.生物处理技术：生物处理技术主要包括生物滤池、活性污泥法和人工湿地等方法。
生物滤池是通过在滤料床层中生长的微生物将污水中的有机物降解为无害物质。
活性污泥法是将含有生物膜和活性微生物的活性污泥与污水接触，通过微生物的降解作用达到净化水质的目的。
人工湿地是利用湿地植物和土壤生物的共生作用来降解和净化污水。
4.膜分离技术：膜分离技术主要包括微滤、超滤、纳滤和反渗透等方法。
微滤、超滤和纳滤是通过膜的孔径来选择性地拦截污染物，从而实现污水的分离和净化。
反渗透是通过对污水施加高压，使水分子逆渗透膜，去除其中的溶解物质，从而得到纯净水。
5.电化学处理技术：电化学处理技术主要包括电沉积、电解和电化学氧化等方法。
电沉积是利用电流将重金属离子从污水中沉积到电极表面，从而实现水的净化。
电解是将污水通过电解池，并施加电流使水中的污染物通过电解剂化学反应降解。
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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。
因此,改性效果上,盐溶液的阴离子为强酸根时优于弱酸根,无机盐优于有机盐。
除盐的种类外,改性时间、盐溶液的浓度、用量,温度和pH,甚至是盐溶液的离子大小也都影响着改性的效果。
本研究采用1 mol· L - 1 100 mLNa2 SO4 ,常温浸泡1 h,蒸馏水冲洗3 遍,风干对其进行盐改性。
本研究基于微生物固定化技术,利用盐改性麦饭石、玉米芯、铁屑制作固定化SRB 污泥颗粒。
通过构建3 组动态反应器,考察不同水力负荷及污染负荷对反应器运行效果的影响,探寻固定化颗粒对ACMD高效原位处理适宜的水力条件,以期为煤矿酸性废水低成本、高效稳定的固定化生物治理以及盐改性麦饭石的应用提供参考。
1 实验部分1. 1 固定化颗粒制备根据课题组前述研究,采用质量百分比分别为15% 盐改性麦饭石,粒径大小200 ~ 300 目、30% SRB污泥、5% 玉米芯、5% 铁屑用以制备固定化颗粒。
实验所需SRB 污泥为取自阜新市细河的活性底泥,去除杂质获取浓稠生物污泥后,加入改进型Starkey 式培养基,经实验室恒温厌氧培养,直到确定SRB 为优势菌种后进行实验。
按成分配比定量将9% 聚乙烯醇( PVA) 与0. 5% 海藻酸钠(SA) 混合并充分溶胀,90 ℃恒温加热至无气泡,再加入麦饭石、铁屑及玉米芯。
冷却至室温时加入经3 000 r·min - 1离心10 min 的SRB 污泥底物。
搅拌均匀后,用注射器将上述混合物滴入pH = 6. 0 的含2% CaCl2 的饱和硼酸溶液中,室温下以100 r·min - 1 搅拌速度交联4 h,再用0. 9% 生理盐水洗净,4 ℃密封保存。
用之前需无机培养基激活12 h。
将制备好的固定化颗粒分别进行XRD 和SEM分析,考察颗粒元素组成及微观形貌,分析结果见图1和图2。
由图1 可知,经XRD 测定分析显示,颗粒表面有C、H、O、N、Si、Fe 和Al 等元素。
其中,C、H 和O 等是聚乙烯醇+ 海藻酸钠凝胶和玉米芯的基本组成元素,Si 和Al 是麦饭石的组成元素,Fe 主要来自铁屑。
结果表明,颗粒所含元素组分均来源于投加物质,并无其他外来元素混入,说明颗粒制备纯度达到预期效果。
图2 为固定化颗粒外表面和内部结构成像图,放大倍数100 倍。
经SEM 测定分析显示,颗粒表面质地均匀规整,孔隙畅通,内部孔隙发达,说明颗粒渗透性好,具有较强的生物活性,能够满足基本处理要求。
1. 2 实验装置构建实验动态柱采用高150 mm、内径60 mm 的圆柱形有机玻璃管,内部基质填料从下至上为高10 mm 粒径3 ~ 5 mm 石英砂层、20 mm 固定化颗粒、高10 mm粒径3 ~ 5 mm 石英砂层,进水采用自下而上的连续运行方式,进水量用蠕动泵和流量计调节控制。
固液比为2 ∶ 11。
实验装置如图3 所示。
共设置3 组动态柱,按不同水力负荷及水力停留时间分为1# 、2# 和3#动态柱,见表1 所示。
表1 动态实验运行工况表2 实验水样污染负荷1. 3 模拟实验水质实验分为2 个阶段进行:第一阶段采用低浓度水样;第二阶段采用高浓度水样。
模拟实验水质中各离子浓度见表2。
实验温度(28 ± 4)℃ ,每天定时取样进行水质监测。
1. 4 监测项目及方法COD:重铬酸钾法;SO4^2- :铬酸钡分光光度法;Fe2 + :邻菲啰啉分光光度法;Mn2 + :高碘酸钾分光光度法;pH:玻璃电极法。
2 结果与分析2. 1 SO4^2- 的变化规律由图4 可知,早期1# 、2# 和3# 动态柱对SO4^2- 平均去除率分别为48. 03% 、54. 08% 和65. 90% 。
实验前3 d,SO4^2- 去除率缓慢上升,这表明固定化SRB 污泥颗粒逐步适应环境条件,其生活活性处于上升阶段。
第4 天之后,SO4^2- 去除率急剧上升,原因是此时固定化颗粒内营养物质充足,COD/ SO4^2- 高于理论值0. 67,充足的能源和适宜的碳硫比促进SRB 活性,生物麦饭石活性较高,SO4^2- 还原率总体上达到较高水平。
对比3 条曲线,低水力负荷3# 柱对SO4^2- 平均去除率远高于其余两柱。
这可能是因为较长的水力停留时间使得SRB 还原菌对COD 利用率较高,此时碳硫比最高可达11. 28,固定化SRB 污泥颗粒生活活性较强,达到稳定期,能够高效进行代谢反应,去除效果显著。
苏冰琴等指出适当增加水力停留时间可加快颗粒SO2 SO4^2- 还原速率。
后期提高污染负荷,微生物活性受到抑制,1# 、2#和3#柱平均去除率变为26. 88% 、31. 94% 和40. 07% 。
3# 柱去除率仍远高于其余两柱,表明低水力负荷动态柱对高浓度污染物适应性较强,具有抗冲击负荷能力。
24 d 后,3# 柱SO4^2- 去除率下降到10% 以下,低于其他两柱。
这可能是由于早期3# 柱消耗颗粒内大量营养物质,导致后期内聚碳源COD 释放量不足,3#柱碳硫比小于0. 02,低于理论值0. 67,SRB 代谢活动受到抑制,固定化SRB 污泥颗粒生活活性降低,进入衰退期,对SO4^2- 去除率下降。
2. 2 Mn2 + 的变化规律由图5 可知,早期1# 、2# 和3# 动态柱对Mn2 + 平均去除率分别为17. 16% 、17. 79% 和37. 65% 。
KEVIN 等研究表明,Mn2 + 的生物氧化在Fe2 + 存在的情况下很难进行,且Mn2 + 价态不稳定,不易形成稳定难溶的硫化物。
因此,Mn2 + 主要依靠改性麦饭石高效的吸附能力去除。
麦饭石经改性后内部孔道通畅,比表面积大,具有更好地溶出吸附能力及生物活性,对重金属离子有较强的吸附性能。
在低水力负荷条件下,Mn2 + 的平均去除率高于其余两柱,这可能是Mn2 + 扩散在颗粒表面和内部孔道同时进行,改性麦饭石内部丰富的孔道对Mn2 + 进行更充分的吸附,去除率较高。
后期提高污染负荷,1# 、2#和3#柱平均去除率变为23. 32% 、25. 10% 和20. 52% 。
去除率变化程度不大,说明颗粒对高浓度污染物具有抗冲击负荷能力。
3#柱去除率略低于其他两柱,这可能是由于颗粒前期吸附Mn2 + 过多,使得后期颗粒表面出现吸附饱和现象,导致去除率降低。
2. 3 COD 的变化规律由图6 可知,早期1# 、2#和3#动态柱出水COD 平均浓度分别为366. 25、581. 88 和635. 06 mg·L - 1 。
3#柱COD 释放量远高于其余两柱,这可能是由于固定化颗粒浸泡在水中时间过长,使得内聚营养源有机组分开始泄露,SRB 利用率较低,致使水中COD含量较高。
后期提高污染物浓度,1# 、2# 和3# 柱出水COD 分别为78. 47、54. 6 和64. 07 mg·L - 1 ,其中3#柱出水COD 释放量降幅较大,这可能是由于随着时间的延长,SRB 对颗粒内聚营养源利用率提高,SRB活性较强,导致出水COD 释放量降低,表明颗粒在高浓度污染物条件下适应性能较好。
2. 4 TFe 的变化规律由图7 可知,早期1# 、2# 和3# 动态柱出水总铁元素TFe 平均浓度分别为2. 06、4.48 和4. 03 mg ·L - 1 。
第6 天,3#柱TFe 释放量达到最高10. 28 mg·L - 1 ,之后在1. 83 ~ 9. 51 mg·L - 1 范围波动。
这可能是由于早期进水pH 值较低,固定化颗粒内Fe0 与溶液中较多的H + 反应形成Fe2 + ,致使体系中Fe2 + 浓度较高。
后期TFe 含量有所降低,可能是由于微生物异化还原SO4^2- 生成的H2 S 与体系中Fe2 + 生成FeS 沉淀,从而降低TFe 浓度。
当提升污染负荷后,1# 、2# 和3# 柱出水TFe 平均浓度分别为3. 14、2. 65 和2. 69 mg·L - 1 。
3# 柱TFe 释放量较低,这可能是由于前期颗粒内铁屑被大量消耗导致后期含量不足,Fe2 + 浓度下降,同时生成的金属硫化物沉淀沉积在颗粒表面及麦饭石内部孔道,堵塞孔隙,进一步减少颗粒TFe 释放量。
2. 5 pH 的变化规律出水pH 值的变化规律如图8 所示。
各动态柱进水pH 值为(3. 95 ± 0. 22),早期1# 、2# 和3# 柱平均出水pH 值分别为6. 57、6. 68 和6. 94。
表明固定化颗粒对pH 值有较强的提升能力。
这是由于固定化颗粒内铁屑以及改性麦饭石中的钙碱性物质能与水样中H + 反应,迅速提升体系的pH 值。
其中3#柱pH 提升能力最强,这可能是由于3#柱水力停留时间较长,SRB 活性较强,在生物—化学反应中消耗水中更多的H + ,更大幅度的提升pH 值。