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1、-含锰废水处理_毕业设计-第 33 页含锰废水处理_毕业设计摘 要锰是环境水质污染物的重要重金属监测指标之一，由于我国锰矿床多为中小型矿床，制约了锰矿山建设的规模，现有锰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，但我国锰矿资源相对缺乏，富矿较少，在大量锰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，使我国的含锰废料和含锰废水污染较为严重。本设计含锰废水污水处理站日处理量为1200m3/d，进水的CODCr为200mg/L，pH为9.5，SS为150mg/L，出水CODCr为100mg/L，pH为6-9，SS为70mg/L。本设计采用石灰乳沉淀锰离子，先将石灰乳和废
2、水混合使废水的pH到达9.5以上，在水中溶解氧的作用下迅速氧化为析出，加入絮凝剂，通过初沉池、二沉池絮凝沉淀，锰离子的去除率为94.3%。该工艺处理过的出水可以达到污水综合排放标准GB8978-1996的一级标准。AbtractManganese is one of the important indicators of heavy metal monitoring pollutants in water environment, because our country manganese deposit more for small and medium-sized deposits, re
3、stricted 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 in our country, the rich or less, due to in the proc
4、ess 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 manganese wastewater pollution control, and analysis h
5、as 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 mg/L, pH for 69,SS is 70 mg/L. This design USES li
6、me 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 integrated wastewater discharge standard GB8978-1996
7、level standard. 目 录摘 要IAbtractII第一章 总 论31.1锰的性质及用途31.2含锰废水的特征、来源与危害31.2.1含锰废水的特征31.2.2含锰废水的来源31.2.3 含锰废水的危害31.2.4含锰废水治理技术的发展及研究现状31.3结语3第二章 设计任务说明32.1 设计依据32.2 设计原则32.3 设计范围和规模32.3.1 设计范围32.3.2 设计规模32.4 设计进出水水质和基础资料3第三章 石灰乳的制备与投加33.1 石灰乳的配制原则33.2 石灰乳的搅拌33.3 石灰乳的计量33.4 石灰乳的投加33.4.1 石灰乳浓度计算33.4.2投加量的计
8、算33.4.3 投加方式33.4.4 计量泵的选型3第四章 混凝剂的溶解与投加34.1 投加量的计算34.2 PAC的投加3第五章 工艺流程图及说明35.1工艺流程图35.2工艺说明3第六章 构筑物的设计计算36.1 中和槽36.2 初沉池36.3 二沉池3第七章 污水管路和阻力计算37.1 管路水力计算37.1.1 污水管径计算37.1.2 污泥管径计算37.2 阻力计算37.2.1中和槽进水阻力计算37.2.2 平流沉淀池进水阻力计算37.2.3 二沉池进水阻力计算37.2.4 平流沉淀池污泥管道阻力计算37.2.5 二沉池污泥管道阻力计算3第八章 污水处理站总体布置38.1 总体布置38
9、.1.1 总平面布置原则38.1.2 总平面布置结果38.2 高程布置38.2.1 高程布置原则38.2.2 高程布置结果38.3 工厂运输3第九章 技术经济分析39.1 土建费用39.2设备费用39.3管材费用及其他费用39.4工程基本建设总投资39.5处理污水的日常运转管理费用3第十章 工程效益及环境保护310.1工程效益310.2环境保护3参考文献3致 谢错误！未定义书签。第一章 总 论1.1锰的性质及用途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。锰是周期表中第25号元素，在基态时其电子构型是15，25，2P63523p63d，45，第4周期第
10、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(例如黑锰矿Mn2O)。我国是世界上主要锰矿资源国和产锰国之一，锰矿储量位居世界第7位，我国锰矿石共分为5个基本类型:碳酸锰矿石、氧化锰矿石、共生多金属矿石、硫锰矿石和锰结核，其中最重要的是碳酸锰矿石和氧化锰矿石。虽然我国有21个省、市、自治区查明有锰矿，但大多分布在南方地区，尤以广西和湖南两省、区为最多，约占全国锰矿储量的50%，因而在锰矿资源开
11、采方面形成了以广西和湖南为主的格局。锰是一种重要的金属元素，在工业上用途非常广泛。锰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，用锰量占90%一95%，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%一10%的锰用于其他工业领域，如化学化工(制造各种含锰盐类)、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，锰在国民经济中具有十分重要的战略地位。1.2含锰废水的特征、来源与危害1.2.1含锰废水的特征产生含锰废水的磷矿选矿工业是一个资源、能源消耗高，污染物产生量大的工业行业，尽管几年来技术水平有所
12、提高，环境保护工作不断加强，但磷矿选矿生产企业在生产过程中对环境造成污染依然严重。调查结果表明，磷矿选矿生产产生的废水中的锰有很高的超标倍数。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，对环境已经造成、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含锰废水的来源 世界上锰矿石总产量的90%以上用于生产锰系钛合金。钢铁企业的外排废水中锰浓度相对较高，必须进行深度处理。锰代镍生产不锈钢工
13、艺突破后，电解锰金属锰的需求量猛增。95%以上的电解锰生产企业是用碳酸锰矿为原料，采用酸浸、复盐电解锰工艺，在电解锰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1t电解锰，大约排放工业废水350t。四氧化三锰的制备方法目前主要采用金属锰悬浮液法，每吨四氧化三锰用水量520t，废水中含锰离子6，远大于国家污水排放标准所规定的2，直接排放将对环境造成很大的危害。锰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
14、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。锰矿石矿井水的一大特点是锰离子含量高。矿井水中的锰是由岩石和矿物中锰的氧化物、硫化物、碳酸盐及硅酸盐等溶解于水所致。氧化过程中锰迁移于水中生成，因此矿井水中锰主要以形式存在。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、破坏了生态平衡。1.2.3 含锰废水的危害 锰是一种硬而脆的灰色金属，在水中常以溶解锰及悬浮锰的形态存在。地下水中的锰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
15、水中所致.其危害性主要有:在对人体的危害方面，含锰废水进入生活饮用水中，由于水中锰的异味较大，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(GB5749一2006)将水中锰含量限制在0.lmL以下。含锰废水会对周边的土壤及生态环境造成危害。过量锰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，加上土壤重金属锰的毒害，植物生长严重受阻。锰对线粒体有特殊亲和力，锰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。锰还能引起多
16、巴胺和5一经色胺含量减少。二者均具有抑制突触递质，对抗乙酞胆碱的作用，因此锰中毒时脑基底节内多巴胺和5一轻色胺及其降解产物减少，可部分地解释锰的神经毒作用。锰又是一种拟胆碱样物质，可影响胆碱酷酶的合成，使乙酞胆碱蓄积，此与慢性锰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锰则会降低产品的色泽，影响其颜色的鲜艳度。如果使用含锰水作食品和酿造用水，将严重影响食品的色、香、味等。水中含锰量超过一定值时，还将导致生产设备出现故障而无法正常运行。如锰可使锅炉生成水垢和罐泥；在油田的油层注水中，锰能堵塞地层空隙、减少注水量、降低注水效果。电解用水中的锰
17、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，水中锰含量高，锰会沉积在管壁上而降低管道的通水能力，其沉淀剥落或者锰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含锰废水治理技术的发展及研究现状水中锰的危害已引起人们的普遍重视，然而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，当pH值7.0时，地下水中的的氧化速率已比较快，相同的pH值条件下，的氧化要比慢的多，因而水中锰的去除比铁要困难很多。在pH值9.0时，的氧化速率才明显加快，溶解氧才能迅速的将氧化成析出。因而最
18、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氧化速率的化学方法去除锰。常用的有以下几种除锰方法：(1) 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。电解法处理含锰废水是利用电化学原理，使废水中的锰离子在阴极被还原，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MnCl2的废水为例，阴阳极的反应分别如下:阴极:Mn2+2eMn阳极:2Cl-2eC12+电解法处理锰离子浓度较低的废水具有无二次污染，能耗少，能回收锰等优点，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锰废水技术的研究，考察了电解时间
19、、电解电压及锰废水初始浓度对锰去除效果的影响，并确定适宜的反应条件:电解电压在20V左右条件下含锰废水去除效率在97.22%以上，其排放浓度为1.6mL，电解30min时含锰废水的去除效率在96.5%以上，处理后的排放浓度为1.8mL，锰废水初始浓度在100mL左右条件下含锰废水去除效率最高，在97.23%左右。因此，对含锰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，达到较好的锰离子去除效果。(2) 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
20、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锰生产废
21、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)205；溶液及最佳pH值为8.0。在最佳工艺条件下，电解锰废水锰的电沉积效率达到62.44%。(3) 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MxFe304。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Fe2+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:Fe3+2OH一Fe(OH)2 ；3Fe(OH)2+0.502F
22、eO.Fe2O3+3H2O；FeOFeZO3+Mn2+Fe3+Fe3+Fe1-x2+Mn2+xO4。罗超等人进行了运用铁氧体沉淀法处理含锰废水的研究，对铁氧体与锰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:Mn2+的浓度在110mL-330mL的范围内，处理的结果均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 1.14倍以上，而且由于Fe2+和Fe3+的混凝沉淀作用，测定处理后的出水pH为6-8。处理工艺的最佳条件:使用中和法时，在pH=10，投料比为4，Mn2+的去除率可达99.91%，出水浓度为0.094mL；使用氧化法时;常温
23、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。(4) 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:Fe-2e
24、Fe2+ EO(Fe2+/Fe)=0.144(v)Fe2+-eFe3+ EO(Fe/Fe2+)=0.177(v)阴极:2H+2eH2 EO(H+/H2)=0.00(v)当有O2时: O2+4H+4e2H2O EO(02/H2O)=1.23(v)O2+2H2O+4e4OH一 EO(02/OH一)=0.40(v)由上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锰酸性废水时，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
25、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，从而达到处理含锰废水的目的。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3-6.5。停留时间还取决于进水的初始pH值进水的初始pH
26、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60-80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)=1-1.5。喻旗等人在实验室研究的基础上，成功地将微电解技术用于湘西自治州6家电解锰厂工业废水的处理，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5-6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
27、理钝化废水的电解锰厂验收监测，结果表明，废水处理后Mn的去除率均高达99%，处理后的含锰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锰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，Mn2+去除率均可达99.7%以上，出水pH值为6-9。该方法经电解锰厂处理运行表明Mn2+的去除率为95.53%。(5) 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
28、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锰废水，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锰厂含锰废水工程调试结果表明，当进水量为120-160m3/d，进水pH为3.55.5、Mn含量为55-700mg/L、ss为200-260mL时，出水pH为6.5-7.5、Mn含量为0.8-1.5mL，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
29、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。(6) 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+O Mn2+OMnO2Mn2+2OHMn(OH)2Mn4+4OHMn(OH)4张嫦等采用过氧化钙沉淀法对工业废水中的锰离子进行处理试验研究，研究表明:在室温下，废水中重金
30、属离子的质量浓度为锰35.58mL，废水经一次处理后锰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%一0.2%；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锰废水的原理:当pH达到一定值时，废水中会产生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
31、处理电解锰的方法，并通过试验证明pH值控制在8.5-10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，废水采用此方法处理后，锰由397mL下降到0.2mL。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锰废水。研究结果表明，处理含锰工业废水的最佳pH为9.5，在pH为9.5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
32、剂，经聚合氯化物-有机高聚物-pH调节剂处理的含锰废水，Mn2+含量达到国家排放标准，Mn2+去除率99.76%。(8) 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，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
33、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。江辉等人进行了含锰废水的粉煤灰处理的研究，测定了影响粉煤灰吸附特性的几种因素: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M矿十浓度的增大，去除率逐渐降低，Mn2+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Mn2+有利于粉煤灰对它的吸附；在吸附中 60min为最佳震荡
34、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。(9) 锰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MnO2的锰砂能够很好的吸附水中Mn2+。有关研究认为MnO2吸附后因使之氧化成锰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Mn2O3，可见MnO2起电子交换剂的作用。其除锰机理可用下面两个步骤表示:(l)锰砂通过离子交换作用吸附水中的Mn2+MnO2An+Mn2+MnO2Mn2+An+ (An+为锰砂表面的阳离子)(2)水中溶解氧在MnO2催化作用下把被吸附的Mn2+氧化成为MnO2，与此同时，MnO2起催化氧化
35、作用，本身被还原为Mn203。4MnO2Mn2+2022Mn2O3MnO2郝火凡等人进行了锰砂与活性炭处理含锰废水的对比试验的研究。研究表明:在含锰废水的处理过程中，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，去除效果越好。当pH值在6.5-8.5时去除效果最好。试验表明:用天然锰砂完全可以替代活性炭来进行含锰水的处理。(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Mn2+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:l结合而成的
36、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，AlO2(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A13+、A14+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。在吸附锰的实验中，层面上，高岭石内部的A13+、A14+易被溶液中低电荷的Mn2+取代，降解了部分Mn2+；在弱碱性条件下，端面带负
37、电，也对Mn2+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Mn2+有较强的吸附能力，且吸附后的Mn2+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锰离子，主要是吸附作用和沉淀作用。在碱性条件下，部分锰离子因沉淀而被去除，根据碱性条件下PH值分别为8.47，9.20，10.93时锰的去除率，算出由于碱性环境而导致的锰去除率只升高了9.40%，也就是说，废水中的大部分锰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锰废水中锰离子的实验研究，试验表明高岭土处理含
38、Mn2+废水的最佳条件是控制pH值在7.5-8.5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，Mn2+的去除率超过90%，其排放符合工业废水排放一级标准(GB8978一1996)。1.3结语近几十年来，国内外的水处理专家在除铁、除锰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、除锰工艺的研究拓展和补充了除锰工艺技术，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。我国大多数含锰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
39、害化处理，任其流失在环境中，并造成二次污染，这也是目前我国含锰废水防治中存在的最突出、最严重的问题。一般情况下，含锰废水无论采用何种处理方法都不能使锰分解破坏，只能转移其存在的位置和转换其物理和化学形态。如，经絮凝沉淀后，废水中的锰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;于是含锰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锰污泥。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锰的同时，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
40、模式一“零排放”靠拢，含锰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。目前处理含锰废水的方法中，絮凝沉淀法和铁屑微电解法处理电解锰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锰法，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(1) 中华人民共和国环境保护法(2) 中华人民共和国水污染防治法(3
41、) 污水综合排放标准 (GB8978-1996)(4) 给排水设计手册第112册(5) 建筑给排水设计规范(GBJ15-88)(6) 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（1）采用碱化除锰法，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。（2）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
42、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。（3）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。（4）运行管理方便,并可根据进水水质波动,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。（5）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
43、含锰废水处理的全过程(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采矿废水尾水。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2.4.2所示：表2.4.1水量（m3/d）pHCOD（mg/L）NH3-N（mg/L）SS（mg/L）Mn（mg/L）36009.52002015035表2.4.2水量（m3/d）pHCOD（mg/L）NH3-N（mg/L）SS（mg/L）Mn（
44、mg/L）36006910015702.0第三章 石灰乳的制备与投加3.1 石灰乳的配制原则石灰要具有高纯度（指活性CaO的含量要高）、高活性、高细度以便加速反应的进行，缩小反应设备的容积，防止设备与系统堵塞。良好的消化是制取高质量石灰的重要环节。高纯度的生石灰，只有在接近水的沸点温度下（同时在激烈的搅拌和均匀准确的水量控制下）消化，才可得到十分细腻的熟石灰。石灰的表面积是加速溶解、反应、提高利用率的重要指标，其粒度越小，表面积越大。故本设计采用生石灰粉末直接制备石灰乳。生石灰与水混合的反应产生、离子并形成氢氧化钙的过饱和溶液，水化反应时产生的蒸汽把水加热至90100，然后再用这些热水将生石灰
45、熟化成30%左右的熟石灰料浆，最后稀释到5%左右的石灰乳液。3.2 石灰乳的搅拌生石灰粉制备的石灰乳由于分散性较高，具有自发凝聚、结块的趋势，在贮存过程中必须不断搅拌，使之保持悬浮状。图3.2 1000密封式机械搅拌溶液槽采用1000密封式机械搅拌溶液槽（容积为1.4m；电动机功率为1.0kW，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：粉仓螺旋给料机消化器配稀浆槽计量泵。采用变频调速螺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-软化反应装置3.
46、4 石灰乳的投加3.4.1 石灰乳浓度计算采用计量泵时，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3.4.2投加量的计算由于要使废水的pH升至9.8以上，设计pH=10。原水pH=9.5,设1L废水的投加量为X，则解得L所以石灰乳的投加比例为1:投加量=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/h，故选型柱塞计量泵，性能如表3.4型号流量（L/h）排出压力（MPa）泵速（次/min）电动机功率（kW）进、出口直径（mm）重量（kg）2.50.
47、11.0300.12520第四章 混凝剂的溶解与投加4.1 投加量的计算设计流量。根据原水水质及水温，参考有关污水处理厂的经验，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=5%，最大投加量a=5mg/L，每日配制次数n=1（1）溶液池容积（2）溶解池容积由于投加量较小可以采用SAM型自动溶药设备，如图4-1: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