有色冶煉的含砷污酸處置伴隨著大量含砷危險廢棄物的排放,給企業(yè)運行和外部環(huán)境造成了巨大壓力。為避免環(huán)境污染和含砷危險廢棄物二次處置,以"廢渣減量化、無害化及資源化"為目的的污酸處置技術(shù)受到廣泛的關(guān)注,對遷移性較強的含砷危廢進行穩(wěn)定化處置作為解決現(xiàn)有危廢處置的中主要手段也是當前研究重點。本文綜述了石灰鐵鹽法、硫化法、臭蔥石沉淀法、濃縮法以及含砷污酸處置技術(shù),結(jié)合污酸處置中產(chǎn)生的主要含砷固廢特性,對污酸處置和固砷技術(shù)進行了詳細的分析。根據(jù)當前污酸處置技術(shù)的工業(yè)應用和最新研究進展,對含砷污酸處置和固砷新技術(shù)進行了展望。
【部分圖文】：

為進一步將含砷污酸無害化、資源化,易求實[18]在綜合石灰中和法和鐵鹽法各自優(yōu)點的基礎(chǔ)上提出了一種新的方法,即用三段石灰-鐵鹽法處理硫酸裝置凈化工序來處置高砷污酸。該方法第一段為中和反應,以除去污酸中的H2SO4,第二段為亞砷酸鈣或砷酸鈣的生成,目的是將污酸中的砷富集在渣中,第三段為鐵鹽處理,以進一步除去廢水中的砷[19]。三段石灰-鐵鹽法中第一段產(chǎn)生的工業(yè)石膏為一般固體廢棄物,可作為水泥生產(chǎn)的添加劑。第二段產(chǎn)生的砷鈣渣可作為原料進一步加工為單質(zhì)砷等產(chǎn)品或提純?yōu)榉蠂覙藴实膩喩樗徕},實現(xiàn)砷的資源化回收利用[20]。圖1為石灰-鐵鹽法除砷工藝流程。除去上文提到的三段法除砷,目前改進型的中和法在除砷方面也有了較大進展。鄭雅杰等[22]通過石灰-NaOH二段中和法處理酸性礦山廢水,一段用石灰乳將廢水pH調(diào)節(jié)至5后過濾,二段用NaOH調(diào)節(jié)終點pH為10.46,完全沉淀后過濾。此法能夠避免傳統(tǒng)石灰中和法中的部分缺點[22]。石灰-NaOH二段中和法相比于石灰中和法,二段中和渣量明顯減少。石灰中和法和石灰-NaOH二段中和法處理酸性礦山廢水,Mn2+濃度分別為0.079 mg/L和0.086 mg/L,Zn2+濃度分別為0.008 mg/L和0.005 mg/L,均可達到國家污水綜合排放標準[22]。

近年來,常壓下固態(tài)鐵源除砷的方法開始興起。固態(tài)鐵源廉價易得,廣泛存在于自然界或冶煉廠中,能很大程度上節(jié)約企業(yè)成本,并且固態(tài)鐵源能夠合成大顆粒且穩(wěn)定性較高的臭蔥石,有利于推動實現(xiàn)工業(yè)化臭蔥石的應用。固態(tài)鐵源中逐漸溶解的Fe3+與溶液中的As5+結(jié)合生成穩(wěn)定的FeAsO4·2H2O。蔡貴遠等人[36]將磁鐵礦用作固態(tài)鐵源,將含砷濃度高達10 300 mg/L的污酸處理到10 mg/L以下,證明了固態(tài)鐵源的除砷效果。文中論述了固態(tài)鐵源除砷有以下優(yōu)勢:(1) 固態(tài)鐵源本身可以作為晶種投入到溶液中,促進反應進行;(2) 固態(tài)鐵源邊溶解邊反應的特性可以極大限度的調(diào)控溶液過飽和度,使得溶液pH維持在一個穩(wěn)定的水平,反應前后溶液pH幾乎沒有任何浮動;(3) 鐵在水溶液中的過飽和度低,結(jié)晶度高;(4) 高性價比的活性鐵源,反應過程中無需引入新的離子和液體。如圖4所示,李永奎等人[37, 38]也研究了銅渣作為固態(tài)鐵源時的吸附除砷效果,利用銅渣吸附濃度為5 200 mg/L的污酸,吸附率達到99.56%,證實了銅渣通過離子交換吸附和化學共沉淀實現(xiàn)了污酸中砷的去除。1.4 濃縮法

濃縮法對污酸中氟、氯也具有較好的去除效果�？梢酝ㄟ^蒸發(fā)濃縮的方式除去溶液中的氟和氯,但需控制硫酸的濃度。在濃縮污酸的過程中,當H2SO4的質(zhì)量分數(shù)>5%時,溶液中存在的氟和氯便開始隨水蒸汽逸出;H2SO4質(zhì)量分數(shù)≈40%時,溶液中的氟、氯離子濃度達到最大值;當H2SO4質(zhì)量分數(shù)為40.86%～58.31%時,溶液中的氟、氯離子下降速度極快;當污酸溶液中H2SO4濃度>71.33%時,氟、氯離子的去除率高達90%左右[40]。目前工業(yè)上去除污酸中的氟、氯也是以濃縮法為主。1.5 污酸處置工藝中含砷固廢特征
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本文編號：2837253