强酸性硫化砷废渣的稳定固化

采用污泥、石灰、氧化镁和水泥等药剂稳定固化强酸性硫化砷废渣(简称砷渣)。以浸出液中砷的质量浓度为考核指标,采用正交实验考察了稳定化药剂加入量对废渣浸出毒性的影响。实验结果表明:污泥加入量是影响废渣浸出毒性的最主要因素;在m(污泥):m(砷渣)=2.0、m(石灰):m(砷渣)=1.0、m(氧化镁):m(砷渣)=0.10、m(水泥):m(砷渣)=0.3的最佳实验条件下,砷的浸出质量浓度由1780.00 mg/L降至1.37 mg/L,低于GB 18598—2001《危险废物填埋污染控制标准》中砷浸出质量浓度为2.5 mg/L的填埋限值;处理后废渣中其他金属的浸出质量浓度也低于标准限值。     

含砷废渣的固化处理

为了处理有色金属冶炼厂产生的含砷废渣（简称砷渣），以水泥、粉煤灰、矿渣、黄砂等作为固化材料对砷渣进行了固化研究。确定了砷渣固化的最佳工艺条件：w（砷渣）：50％、w（水泥）=15％、w（粉煤灰）：20％、w（矿渣）=10％、w（黄砂）=5％；砷渣、粉煤灰预先混合球磨10min，加水搅拌后陈化4h，烘干后与水泥、矿渣一起球磨20min，再与水（水与混合物料的质量比为0．175）、添加剂（质量分数为0．05％的添加剂B）及黄砂一起在搅拌机中搅拌6min，然后加压成型，成型后的固化体先放入24℃水泥砼试体养护箱养护14d，然后取出在室温下自然养护14d，养护时间共28d。扫描电子显微镜分析结果显示，砷渣固化体的胶凝状态良好。测试结果表明，砷渣固化体7d抗压强度为8．13MPa，28d抗压强度为14．20 MPa；As的浸出浓度为0．07mg／L，Hg的浸出浓度为0．008mg／L。砷渣固化体的性能达到了国家建材行业标准（JC239-2001《粉煤灰砖》）和危险废物鉴别标准（GB5085．3～1996《危险废物答别标准——浸出毒性答别》）的要求。     

用化工污泥制曝气生物滤池填料

用化工污泥制备了曝气生物滤池填料（简称填料），考察了制备条件对填料性能的影响，对填料的结构和形貌进行了SEM表征。实验结果表明，在m（干化污泥）∶m（页岩）=0.5、预热温度350 ℃、预热时间20 min、焙烧温度1 150 ℃、焙烧时间10 min的最佳制备条件下，填料的吸水率为7.14%，堆密度为785.2 kg/cm³。表征结果显示，填料的表面粗糙，内部含有丰富的孔隙结构，有利于微生物生长繁殖。填料的重金属浸出值和有机毒物浸出值远低于GB 5058.3—2007《危险废物鉴别标准-浸出毒性鉴别》中给出的含量限值。将填料用于模拟废水的处理，COD和NH₃-N的去除率分别达到92%和65%。用化工污泥制填料的成本低，仅为800 元/t。     

超临界水氧化处理煤气化生化污泥

采用超临界水氧化(SCWO)技术处理煤气化生化污泥,优化了处理工艺条件,考察了有机污染物和重金属的去除效果。实验结果表明,处理含水率为90%(w)的污泥的最佳工艺条件为:反应温度580℃、反应压力25MPa、氧化系数(初始反应加入的H_2O_2的摩尔数与理论上废水完全氧化所需的H2O2的摩尔数之比)4.0、反应时间2 min。SCWO处理后的气相产物为O2、CO2和少量N2,清洁环保,可直接排放或回收利用。液相产物中的主要有机污染物和重金属含量均大幅降低,出水达到GB 8978—1996《污水综合排放标准》,可直接排放或回用。固相残渣浸出液中重金属含量均低于GB 5085.3—2007《危险废物鉴别标准浸出毒性鉴别》,可直接进行填埋处理或资源化利用。     

固硫灰固化焦化废水处理外排污泥

采用机械力化学法活化循环流化床燃煤固硫灰,用于固化焦化废水处理外排污泥(CWT污泥)。探讨了固硫灰活化条件,并通过XRD和FTIR分析了固硫灰固化CWT污泥中重金属的机理。实验结果表明:当m(Ca O)∶m(Ca O+固硫灰)为20%、球磨频率为40 Hz、球磨时间为2 h时,养护28 d固硫灰固化体的平均抗压强度达到72.2 MPa;当污泥掺加量为50%(w)时,养护28 d含污泥固化体的抗压强度达到8.5 MPa,固化体浸出液中Pb2+和As5+的质量浓度分别为0.177 mg/L和0.013 mg/L,均远低于GB 5085.3—2007《危险废物鉴别标准浸出毒性鉴别》的规定限值。XRD和FTIR表征结果表明,在固硫灰活化过程中,混合体系水化生成了C—S—H凝胶、斜方钙沸石和钙矾石,可通过物理包裹、吸附及离子交换的形式实现CWT污泥中Pb2+和As5+的固化/稳定化。     

脱硫用电石渣的重金属浸出特性及其对环境的影响

针对电厂用脱硫剂电石渣,分析了其基本组成及重金属浸出特性,为电厂脱硫设施的参数设计和环境影响评价提供依据和参考。研究结果表明,脱硫用电石渣主要成分为Ca（OH）2,含量在40%～50%之间;在8种重金属的含量中,只有Cd的含量超出土壤质量三级标准的要求,基本不会对土壤造成污染。浸出毒性试验表明,电石渣及其脱硫产物属于非危险废物,其各种重金属的浸出浓度主要受其本身重金属含量和最终pH的影响,这种影响在Pb、Cu和Cd上表现得较为突出,酸性环境下更有利于他们的浸出;碱性环境下有利于Pb和Ni的浸出。     

干式还原法处理铬渣的机理及应用

采用干式还原法处理铬渣。在多级还原焙烧炉中于高温条件下，将过量的煤粉和铬渣混合后与O₂反应，经冷却、擦磨、磁分离后可得到铁精砂和处理后铬渣。介绍了干式还原法处理铬渣的机理和工艺参数。以3种铬渣试样进行应用试验，经多级还原焙烧—磁分离后，铬渣中的Cr（Ⅵ）质量浓度为0.05~0.18 mg/L，低于HJ/T301—2007标准中的要求（0.50 mg/L），可作为建材原料加以利用。磁分离得到的铁精砂产品中铁的质量分数大于50%，铁回收率大于70%。目前设计的多级还原焙烧炉单炉处理铬渣能力为150 kt/a，标煤消耗为35 kg/t，处理成本约为60元/t。     

铬渣资源化处理的零排放工艺

采用氧化—还原法对某钢厂的粗铬渣进行提纯回收，对各项工艺参数进行了优化，探讨了铬渣零排放处理工艺的可行性。实验结果表明：在氧化温度80 ℃、氧化时间1.5 h、双氧水加入量2.35 mL/g（以铬渣计），还原时间15 min、还原pH 1.5、NaHSO₃加入量0.445 g/g（以铬渣计），沉淀pH 8.0，煅烧温度1 050 ℃、煅烧时间1 h的条件下，所得废渣的w（Cr）为1.29%，回收铬绿产品的w（Cr₂O₃）为97.20%，铬回收率为94.40%;处理后废水的ρ（总铬）约为0.06 mg/L，低于GB 13456—2012《钢铁工业水污染物排放标准》中规定的1.50 mg/L，既可作为循环用水，也可排放;处理后废渣中含大量硅元素，可作为生产水泥发泡节能砖或砌块的原料;整个回收过程清洁无污染，零排放，且具备一定的盈利空间。     

粉煤灰-粉煤灰合成沸石对Cs~+的固化

以电厂废弃物粉煤灰为原料、采用碱熔-水热法制备了粉煤灰合成A型沸石(以下简称沸石),再以沸石对溶液中的Cs+进行分离富集,最后在碱激发剂的作用下以粉煤灰和吸附后的沸石制得地聚合物固化体。对固化体的性能进行了评价,并探讨了固化机理。实验结果表明:在吸附温度25℃、初始Cs+质量浓度100 mg/L、固液比10.0 g/L的条件下,沸石对的Cs+的吸附率达98%,比粉煤灰提高了2倍以上;沸石掺量为20%~30%(w)时,固化体的抗压强度符合GB 14569.1—2011要求,固化体中Cs+的42 d浸出率和累计浸出分数均远优于GB 14569.1—2011限值,表现出优异的抗浸出性能。     

抗坏血酸和铁系还原剂修复铬污染土壤

通过投加抗坏血酸(C₆H₈O₆)或铁系还原剂(FeCl₂,(NH₄)₂Fe(SO₄)₂,FeS)对重庆某化工厂的Cr污染土壤进行修复。除FeS外,其余3种还原剂对土壤中Cr(Ⅵ)的还原率均达80%以上,稳定效率均超73%,且投加量为理论值3倍和4倍时的效果相差不大。C₆H₈O₆相比于铁系还原剂表现出更好的长期稳定性,4~30 d的Cr(Ⅵ)浸出质量浓度均低于《生活垃圾填埋场污染控制标准》(GB 16889—2008)中Cr(Ⅵ)的浸出限值(1.5 mg/L)。投加3倍理论值C₆H₈O₆的土壤在30 d时的Cr(Ⅵ)浸出质量浓度仅为0.83 mg/L,稳定效率高达98.3%。除FeS外,其余3种还原剂均显著增加了土壤中Cr的残渣态占比。FeCl₂和(NH₄)₂Fe(SO₄)₂会导致土壤pH降低。4种还原剂均未对土壤晶体结构产生明显影响。     

含油污泥热解残渣特性及其资源化利用

以含油污泥热解残渣为原料，在充分考察其组成特性的基础上，通过添加复合固化剂(水泥和粉煤灰的混合物)及液态黏结剂，制备路基材料，考察了影响路基材料性能的主要因素。分析结果表明：热解残渣的主要组分为SiO₂、Al₂O₃、CaO和SO₃，与传统路基材料较为相似；热解残渣的pH、矿物油含量和铜、镉、铅等重金属含量均满足《农用污泥污染物控制标准》(GB 4284—2018)的要求。实验结果表明，在复合固化剂配比(水泥与粉煤灰质量比)为3∶2、复合固化剂与热解残渣质量比为3∶2、液态黏结剂加入量(m(液态黏结剂)∶m(复合固化剂和热解残渣))为0.15～0.20、养护龄期为7 d的条件下，所制得的路基材料抗压强度达到最佳，为2.77 MPa。     

某污染场地含钒重金属土壤制砖工艺研究

以湖南省某钒工业废弃厂区为研究对象,研究重金属高温烧结深度固化技术,以含钒重金属污染土壤为原料制备烧结砖体。通过添加不同比例的含重金属土壤的处理方法,研究其重金属固化效果、砖力学性质并对比相关标准限值,从而筛选出最优的添加比例。结果显示,当重金属土壤含量达到40%时,固化稳定化效果变差,钒和铜的总量超过《水泥窑协同处置固体废物技术规范》(GB/T30760-2014)中规定的限值,故针对研究对象建议采用添加比例不超过30%进行烧结制砖,可保证资源化利用的同时,避免原位处理潜在的二次污染。研究结果为含钒重金属污染土壤建立了一套行之有效的资源化、无害化处置的工艺流程,为促进土壤污染修复产业的形成与发展提供借鉴。     

燃煤电厂灰场环评技术评估中存在的问题与建议

在比较我国一般工业固体废物贮存处置场、生活垃圾填埋、危险废物贮存和危险废物填埋污染控制标准的基础上,结合欧共体和德国对固体废物的分类和填埋要求、德国灰场的防渗实例和我国燃煤电厂实际运行灰场对地下水的环境影响,分析了《一般工业固体废物贮存、处置场污染控制标准》(GB 18599-2001)存在的问题,并建议在干灰场环评技术评估中,燃煤电厂的灰渣和脱硫石膏除非按GB 5086规定方法进行浸出试验获得的浸出液中第一类污染物超过GB 8978最高允许排放浓度外,均应按第I类一般工业固体废物处理;同时对燃煤电厂的干灰场场址选择等方面的环保要求提出了建议.     

市政污泥灰渣烧结产品对铅铜锌共稳定化研究

富含重金属的工业固废对生态环境存在较大的威胁,亟需合理的处置。低铝市政污泥焚烧灰渣是否可为这些潜在重金属的稳定化处置提供重要基体,仍需深入研究。以市政污泥焚烧灰渣作为微晶玻璃的前驱体,探讨了不同温度(600～850℃)烧结玻璃产品的物相变化规律及其对铅、锌和铜的共稳定机制和效果。结果表明,高温下铅倾向与铝和硅结合形成铅长石(PbAl₂Si₂O₈),而锌和铜最终结合成尖晶石固溶体结构(Zn_xCu_1-xFe_yAl_2-yO₄)。尽管三种重金属的浸出行为不同,但烧结温度越高则越有利于提高它们的稳定性。因此,为了实现重金属稳定化和固废资源化的双重目标,提出了一种利用低铝市政污泥焚烧灰渣制备微晶玻璃产品的新策略。     

锰渣脱硫制硫酸锰技术在电解锰行业的应用

介绍了某电解锰企业锰渣煅烧含高浓度SO₂烟气的资源化处理路线,阐述了氧化锰矿浆烟气脱硫制MnSO₄技术的工艺设计。该烟气脱硫制MnSO₄装置运行稳定,尾气中SO₂质量浓度为32.1~51.9 mg/m³,达到排放设计要求,脱硫装置产生的MnSO₄浆液中Mn²⁺质量浓度为(40±1)g/L,连二硫酸锰质量浓度小于5 g/L,满足电解锰生产要求。     

制药废水生化出水的强化混凝—高级氧化深度处理组合工艺比较

采用强化混凝和高级氧化法对制药废水生化出水进行深度处理,比较了不同混凝剂、不同氧化方法（包括Na₂S₂O₈氧化、电化学氧化、Fenton/类Fenton氧化）的处理效果。实验结果表明：经聚合硫酸铁与聚丙烯酰胺强化混凝处理后,废水的COD去除率达18.5%;强化混凝与不同氧化方法联用均可使废水脱色至无色,COD去除率达70.1%~92.4%。强化混凝—电化学氧化组合工艺的出水COD为27.1 mg/L,达到GB 8978—1996《污水综合排放标准》一级标准限值要求,且成本较低,适于实际应用。     

絮凝#x02014;微波辐射#x02014;Fenton试剂氧化法深度处理焦化废水

用絮凝#x02014;微波辐射#x02014;Fenton试剂氧化法深度处理焦化废水，研究了微波辐射时间、微波功率、FeSO₄加入量、H₂O₂加入量和废水pH对废水处理效果的影响。实验结果表明：在聚合氯化铝加入量为350mg/L、聚丙烯酰胺加入量为12mg/L、废水pH=5、FeSO₄加入量为250mg/L、H₂O₂总加入量为1400mg/L、H₂O₂分3次投加、微波功率为400W、微波辐射时间为60min的条件下，处理后出水的浊度、色度和COD去除率分别为98.59%，97.62%，86.21%。处理后出水澄清透明，COD为50.34mg/L，满足GB50050#x02014;2007《工业循环冷却水处理设计规范》的要求。     

Mn/γ-Al2O3催化剂的制备及头孢合成废水的催化臭氧氧化法深度处理

对Mn/γ-Al₂O₃催化剂的制备条件及头孢合成废水的催化臭氧氧化法深度处理工艺条件进行了优化。实验结果表明：以Mn（NO₃）₂溶液为浸渍液，Mn/γ-Al₂O₃催化剂的最优制备条件为浸渍液浓度0.10 mol/L、浸渍时间9 h、焙烧温度400 ℃、焙烧时间2 h;在反应时间为30 min、废水pH为9.0、臭氧通量为4.6 mg/min、催化剂加入量为5 g/L的条件下，当进水COD、BOD₅、ρ（氨氮）和色度分别为220~250 mg/L，8~10 mg/L，10~12 mg/L和60~70倍时，出水COD、BOD₅、ρ（氨氮）和色度的平均去除率分别为53%，30%，33%和93%，出水水质满足GB 21904—2008《化学合成类制药工业水污染物排放标准》的要求。     

阴极射线管锥玻璃碱性浸出渣制备泡沫玻璃

以废弃的阴极射线管锥玻璃碱性浸出渣及屏玻璃混合粉末为原料烧制泡沫玻璃。考察了发泡温度、屏玻璃加入量、发泡剂种类、发泡剂加入量、稳泡剂添加量对所制备的泡沫玻璃密度及抗压强度的影响。实验结果表明：在发泡温度800 ℃、屏玻璃加入量50%（w）、稳泡剂硼酸加入量5%（以锥玻璃碱性浸出渣及屏玻璃粉末总质量为基准,下同）、发泡剂SiC加入量15%最佳条件下烧制的泡沫玻璃密度达417 kg/m³,抗压强度达1.09 MPa,可满足建筑用泡沫玻璃的Ⅳ型物理性能指标。本实验烧制的泡沫玻璃的Pb浸出量为1.27 mg/L,Ba浸出量为0.06 mg/L,均满足固体废物的浸出毒性标准。     

两相厌氧+A/O工艺处理腈纶和丙烯酰胺混合废水

采用两相厌氧+A/O工艺处理腈纶和丙烯酰胺混合废水。实验结果表明：在混合进水中V（腈纶废水）∶V（丙烯酰胺废水）=1、产酸反应器HRT为20 h、产甲烷反应器HRT为36 h、A/O池HRT为24 h、DO为4~5 mg/L、混凝池进水COD为（4 000±300） mg/L的条件下，总COD去除率为87%~89%，A/O池出水COD低于500 mg/L，出水达到GB 8978—1996《污水综合排放标准》中的三级标准;在混凝池进水BOD₅/COD为0.20~0.30的条件下，产甲烷反应器出水BOD₅/COD为0.55~0.65，说明两相厌氧可明显提高废水的可生化性。