一種脫除火電廠高濃度含氟廢水中氟的工藝方法
2023-05-09 22:11:01
專利名稱：一種脫除火電廠高濃度含氟廢水中氟的工藝方法
技術領域：
本發明涉及廢水處理工藝設備技術領域，具體涉及一種脫除火電廠高濃度含氟廢水中氟的工藝方法。
背景技術：
隨著現代化工業的發展，含氟礦物的開採加工、氟化物的合成、金屬冶煉、鋁電解、 焦碳、玻璃、電鍍、化肥、農藥、化工等行業排放的廢水中常含有高濃度的氟化物，特別是近十多年來，蓬勃發展的電子工業的大量建設投產，含氟廢水的排放總量每年以成萬噸計急劇增加，氟汙染越來越嚴重，其危害越來越受到人們的關注。火力發電廠所排放的含氟廢水組成複雜、含氟量高，考慮到經濟性及操作的複雜性不宜採用吸附法和離子交換法。利用特殊吸附劑過濾的方法，但都要加特殊的處理劑和特定的設備，花費大而且手續繁瑣，不用於電廠灰水系統的除F_處理。傳統的除氟工藝採用混凝沉降法投加藥劑，利用藥劑在水中形成的六1(0!1)3或1%(0!1)2吸附水中的氟化物， 但藥劑的投加量較大，加上灰漿中固體顆粒對藥劑的吸附，其量更為可觀，因此也不是理想的除F—方法。而本發明針對電廠脫硫廢水為研究對象，在靜態實驗裝置中，採用化學沉澱一混凝法相結合的二次除氟配方工藝，具有設備簡單，投加成本低，並可顯著提高藥劑對脫硫廢水中的除氟效率。
發明內容
本發明的目的為了解決傳統的除氟水處理工藝運行成本較高，除氟效率往往難以達標，易於造成二次汙染等問題。提供一種用添加助劑脫除火電廠高濃度含氟廢水中氟的工藝方法，達到有效降低廢液中氟離子濃度，簡化工藝流程，提高運行成本之目的。本發明的技術原理
電廠脫硫含氟廢水通常為酸性，在沉澱池中採用往廢水裡投加沉澱劑，沉澱劑組成一般為石灰粉、電石渣或氯化鈣，將廢水的PH值調節到7 12左右，再加入氯化鈣，生成氟化鈣沉澱來除去氟離子，但石灰溶解度低，只能以乳狀液投加，且產生的CaF2沉澱包裹在 Ca(OH)2顆粒的表面，使之不能被充分利用，單純採用鈣鹽除氟產生的汙泥量大，汙泥中的氟由於含水率高而難以回收利用。因而沉澱劑投加用量大，處理後的廢水中氟含量一般只能下降到15mg/L，因此，單純地依靠生石灰不能有效地降低電廠脫硫廢水的氟含量，因而需要二次除氟，所用的二次除氟試劑有混凝劑氯化鋁、硫酸鋁、磷酸鋁或硅藻土及絮凝劑氯化鐵及聚丙烯醯胺(PAM)等；
且由於氟化物不是廢水中唯一要被除去的汙染物，因此要根據實際情況選擇合適的處理方法。例如含氟廢水中溶有碳酸鈉、重碳酸鈉時，直接投加石灰或氯化鈣，除氟效果會降低。這是因為廢水中存在著一定量的強電解質，產生鹽效應，增加了氟化鈣的溶解度，降低除氟效果。其有效的處理方法是先用無機酸將廢水PH調到6 8之間，再與氯化鈣等反應就可有效地除去氟離子。若廢水中含有磷酸根離子，則先用石灰處理至pH為7 12，再將沉澱物分離出來。對於成分複雜的含氟廢水，可用加酸反調pH法，即首先在廢水中加入過量的石灰，使PH = 11，當鈣離子不足時補加氯化鈣，攪拌20min，然後加鹽酸使廢水pH反調到 7. 5 8，攪拌20min，加入氯化鋁、磷酸鋁、硫酸鋁等混凝劑，攪拌後放置30min，然後底部排泥，上清液排放。在鈣離子過剩量小於40mg / L時，氟離子濃度隨鈣離子濃度的增大而迅速降低， 而鈣離子濃度大於100 mg / L時氟離子濃度隨鈣離子濃度變化緩慢。因此，在用石灰沉澱法處理含氟廢水時不能用單純提高石灰過剩量的方法來提高除氟效果，而應在除氟效率與經濟性二者之間進行協調考慮，使之既有較好的除氟效果又儘可能少地投加石灰。這也有利於減少處理後排放的汙泥量。本發明的一種脫除火電廠高濃度含氟廢水中氟的工藝方法，即通過添加沉澱劑CaCl2、混凝劑氯化鋁、磷酸鋁、硫酸鋁或硅藻土及絮凝劑為聚丙烯醯胺(PAM)、FeCl3或 FeCl3與聚丙烯醯胺(PAM)的混合物進行聯合除氟；
本發明的一種用添加助劑脫除火電廠高濃度含氟廢水中氟的工藝方法所涉及的化學
反應式如下
CaCl2 — Ca2+ + 2CF(1)
Ca2+ + Γ — CaF2 I(2)
Al2O3 + Na+ + Γ — Al2O3 · NaF(3)
H2PO4- + 5Ca2+ + 60F + Γ — Ca5F (P04)3 + H2O (4)
Al2O3 · Al2 (SO4) 3 · nH20 + 6 Γ — Al2O3· 2A1F3 · nH20 + 3S0, (5)
r+5Ca2++3P043+ — Ca5 (PO4) 4F I(6 )。根據試驗研究，結合國內外技術資料和一些電廠的實際經驗，確定影響除氟效果的因素主要為混凝劑、助凝劑、pH、溫度、攪拌時間，經過試驗篩選和分析，確定考察七項因素最佳氯化鈣添加量的確定、硫酸鋁添加量的確定、氯化鐵添加量的確定、絮凝劑氯化鐵 +聚丙烯醯胺的添加比例的確定、PH、溫度、攪拌速率。利用本發明的除氟實驗裝置，如圖1所示，其中1為pHS- 3 C型酸度計，2為可調變溫式磁力攪拌器，3為攪拌轉子，4為靜態間歇反應器，5為氟離子選擇性電極，6為甘汞參比電極，7為過濾鐵架臺，8為過濾漏鬥，9為濾清液接受器。取氟離子Ci=172. 4mg/L的模擬含氟水對上述的七項因素進行優化，其優化過程如下
氟離子Ci=172. 4mg/L的模擬含氟水的製備稱取約8 g KF於燒杯中；加入去離子水，攪拌至溶解；移入4L玻璃容器中，並定容至4L即為氟離子Ci=172. 4mg/L的模擬含氟水；移取模擬水樣50. OOmL於IOOmL容量瓶中，加入25mLTISAB溶液，用去離子水定容， 把溶液全部轉入250mL燒杯中，利用氟離子選擇性電極測得模擬水樣中電位E，換算濃度 Ci=172. 4mg/L。最佳氯化鈣添加量的確定
取100mLCi=172. 4mg/L的模擬含氟水樣於燒杯中，按照不同鈣氟比(Ca/F)l :0. 3 10
4投加固體CaCl2，放在磁力攪拌器上攪拌約10分鐘後，靜置10分鐘，然後過濾；從濾液中移取上層清液50mL於IOOmL容量瓶中，加入25mLTISAB後定容至刻度。分別測出投加了不同 CaCl2水樣的電動勢，計算出餘氟Ci及除氟效率，最終鈣氟摩爾比即Ca/F優選為1:0. 3 5 ；
最佳轉速對除氟效果的影響
攪拌轉速增大，有利於除氟效率的提高。但考慮到實際工藝中設備和成本的原因，轉速不宜過大，轉速太大會影響混凝沉降過程中礬花的長大，影響除氟效果，因此在實際生產中應當綜合考慮，選擇適當的轉速，適宜轉速範圍10(T500r/min ；
硫酸鋁添加量的確定
加入鋁鹽添加劑，除氟效率先是降低，然後當A1/F增大到一定值，除氟效率又逐漸提高。溶液中的鋁離子濃度較小，CaCl2的沉澱作用佔優勢，因而Al2 (SO4)3電離出的硫酸根離子與溶液中的鈣離子形成微溶的CaSO4，幹擾鈣離子與氟離子形成氟化鈣沉澱；
隨著溶液中鋁離子濃度的增加，鋁鹽的混凝作用佔優勢，鈣離子與氟離子生成的氟化鈣膠粒及氟的絡合物都吸附在氫氧化鋁表面而被沉澱下來。適宜A1/F的摩爾比範圍0. 1 1. 2 1 ；
氯化鐵添加量的確定
以CaCl2做沉澱劑，同時加入不同Fe3+/F的FeCl3用來除去模擬水樣中的氟離子時，隨著FeCl3投加量的增加，除氟效果呈現上升趨勢；
在i^e3+/F為0. 1 0. 5之間上升顯著，Fe3VF為0. 5 0. 9之間趨於平緩。pH範圍為5. 5 6. 5時，Fe (III)在水溶液中可水解，水解產物有Pe (0H)]2+, [Fe2 (0H)]5+, [Fe 3 (OH)3I6+, Fe(OH)3(S)等；
理論上，這些帶高價正電荷的多核離子對F—有強烈的引力，易於聚結成為大的絮團， 這些絮團易於沉澱。此外，處理後的水略顯黃色，影響感觀，不會過多的投加鐵鹽。同樣最終排放廢水需用酸中和反調才能達標排放，經濟上不可取。綜合除氟經濟性及除氟特性，本實驗得出適宜Fe3+/F的摩爾比範圍為0. 1 1. 2 :1。復和添加PAM (聚丙烯醯胺)對除氟效率的影響
單獨使用鈣鹽沉澱法除氟效果往往不大。PAM不能直接去除氟，而是通過吸附架橋作用促進絮凝體的形成，提高沉降速度，改善沉降性能，從而強化除氟效。複合添加劑的加入是利用了絡合原理和吸附共沉澱兩種方式除氟，以鐵鹽做為添加助劑時，水中的餘氟隨著鐵鹽助劑用量的增加而降低，適宜i^e/F的摩爾比範圍0. 1 0.8 :1。含氟水樣中投加!^Cl3, 同時加入不同濃度的PAM用來除去模擬水樣中的氟離子，添加PAM的量0. 5 1. 5mg/L時除氟效果先下降然後上升，當添加量為0. 8mg/L出現最低值，其除氟效率為90. 50%。添加 PAM的量1. 5 ;3mg/L之間平緩，添加PAM的量3 6mg/L之間除氟效率上升。最佳pH對除氟效果的影響
稱取Ca/F=l:l的氯化鈣加入到IOOml模擬含氟水樣中，用氫氧化鈉溶液和冰醋酸溶液調節至不同的PH，在相同的轉速、相同的溫度下在磁力攪拌器上進行攪拌，大約攪拌IOmin 後取下，靜置時間大約為lOmin。用玻璃漏鬥過濾，取上層清液。加入TISAB後定容至IOOml。 分別測出水樣的電動勢從而推出餘氟Ci及除氟率。當pH從2. 98上升到5. 46時，廢水中的氟離子濃度逐漸下降，除氟百分率逐漸增大；當PH從5. 46上升到7. 10時，廢水中氟離子濃度又開始逐漸上升，除氟百分率逐漸減小，因此，我們可以得出結論，在脫硫廢水中，弱酸條件下有利於氟離子的去除。適宜pH範圍3. 5飛.5。溫度對除氟效果的影響
用同樣的方法稱取Ca/F=l:l的氯化鈣加入到IOOml水樣中，在相同的轉速、不同的溫度下在磁力攪拌器上進行攪拌，大約攪拌25min後取下，靜置時間大約為lOmin。用玻璃漏鬥過濾，取上層清液。加入TISAB後定容至100ml。分別測出水樣的電動勢從而推出餘氟 Ci及除氟率，試驗結果表明，當溫度從20°C上升到30°C時，水樣中的氟離子濃度逐漸下降， 除氟百分率逐漸上升，當溫度從30°C上升40°C時，水樣中的氟離子濃度又逐漸開始上升， 因此，我們可以看出當溫度為30°C時，此時廢水中的氟離子濃度僅為16. 22，除氟效率為 96. 57%，除氟效率最高，本方案除氟的最佳液相溫度為30°C。多因素正交極差分析的實驗結果
因素E—Al2 (SO4)3質量(A1/F)的極差最大，RE=O. 5138就是關鍵因素； 因素B—pH的極差也很大，RB=O. 4071也是關鍵因素；
因素F—AlPO4質量(A1/F)，G—FeCl3(Fe/F)及PAM添加量，C一攪拌強度的極差次大， RF=O. 3556, RG=O. 2163，RC=O. 2156 是重要因素；
因素D—溫度，A— CaCl2質量(Ca/F)的極差最小，RD=O. 1779, RA=O. 1258為次要因素。方差分析的實驗得出因素的主次關係為氯化鈣濃度(E) — pH值(B)—硫酸鋁或磷酸鋁的添加量(F)—絮凝劑三氯化鐵及PAM的添加量(G)—攪拌強度(C)—溫度(D)。本發明的技術方案
綜合上述的各種因素，本發明的一種脫除火電廠高濃度含氟廢水中氟的工藝方法，包括如下步驟
(1)、首先在高濃度的含氟廢水中添加CaCl2沉澱劑進行第一道除氟，除氟過程通過醋酸或鹽酸控制高濃度的含氟廢水的pH為4 9，時間為5 15min ；
沉澱劑CaCl2的添加量按摩爾比即Ca :F為1 1 7 ；優選為1 :2 3. 3 ；
(2)、第一道除氟工序後用NaOH調節pH值在3.5 6. 5左右，添加混凝劑或絮凝劑或混凝劑與絮凝劑混合添加，控制轉速為100 500r/min、溫度為20 40°C，絮凝時間為5 20min後，再靜置10 30min完成二次除氟；
所述的混凝劑為氯化鋁、磷酸鋁、硫酸鋁或硅藻土 ；
所述的氯化鋁、磷酸鋁、硫酸鋁的添加量按摩爾比即Al :F為0. 1 1. 2 :1，優選為1 1.5 ；所述的高嶺土 F的摩爾比為0.4 1:1，優選為0.5 0.6:1 ；
所述的絮凝劑為聚丙烯醯胺(PAM) 3或!^eCl3或!^eCl3與聚丙烯醯胺(PAM)的混合物； 添加的FeCl3的量按鐵氟摩爾比即!^e :F為0. 1 1. 2 :1，優選為0. 1 0. 8 :1 ；添加的PAM的量按其與含氟廢水的質量體積比即PAM 含氟廢水為0. 5 6mg/L，優選為3. 06 6mg/L ；
添加聚丙烯醯胺(PAM)主要是為了通過其吸附架橋作用促進絮凝體的形成，提高沉降速度，改善沉降性能，並與沉澱劑、混凝劑等複合添加，從而強化除氟效果。本發明的有益效果
本發明的一種脫除火電廠高濃度含氟廢水中氟的工藝方法，由於聯合採用了沉澱劑、 混凝劑、絮凝劑等，從而有效降低廢水中氟離子的濃度為10mg/L。而現有常規除氟技術的化學沉澱法處理後的廢水中氟含量一般只能下降到15mg/L，很難達到國標一級標準。本發明的一種脫除火電廠高濃度含氟廢水中氟的工藝方法通過選用沉澱劑與混凝劑或絮凝劑聯合除氟，具有流程簡單，投加藥劑種類少，處理效果好，單位氟處理成本低等優點。在繼承傳統除氟工藝的優點的同時，充分利用鋁鹽絮凝的吸附、離子交換、絡合沉澱等作用機理，緩解後續處理的負荷。另外，本發明的一種脫除火電廠高濃度含氟廢水中氟的工藝方法中二次除氟過程採用PAM及氯化鐵複合添加比單獨採用鋁鹽的用量減少一半，處理費用也進一步降低。
圖1、除氟實驗裝置。
具體實施例方式下面通過實施例並結合附圖對本發明進一步闡述，但並不限制本發明。實施例1
運用本發明的除氟實驗裝置，如圖1所示，其中1為pHS- 3 C型酸度計，2為可調變溫式磁力攪拌器，3為攪拌轉子，4為靜態間歇反應器，5為氟離子選擇性電極，6為甘汞參比電極，7為過濾鐵架臺，8為過濾漏鬥，9為濾清液接受器。取上海外高橋電廠三廠的脫硫廢水，含氟廢水平均進口濃度為155mg/L，pH = 5. 3，排放水量為50m3/d。運用本發明的一種脫除火電廠高濃度含氟廢水中氟的工藝方法進行除氟工藝優化，其優化過程如下
(1 )、首先，以氯化鈣做為沉澱劑時，控制轉速為100 500r/min、溫度為20 40°C，絮凝時間為5 20min後，再靜置10 30min ；
水中的餘氟隨著氯化鈣用量的增加而降低，當Ca / F的摩爾比為2時，平均除氟率為 95. 69%,進一步增大鈣氟比，除氟效率變化緩慢，研究得出最佳的Ca / F摩爾比為1:0.3 5 ；
(2)、以氯化鈣作為沉澱劑，確定氯化鈣的投加量為0.0670g即Ca/F的摩爾比為1:1時進行除氟過程的PH優化；
無論是醋酸調節酸度還是鹽酸調節酸度，當pH>9或pH<4時，F的去除率則會大幅降低， 而pH在4飛和pH在9左右時都有一個最佳點；
用醋酸調節時，pH=4. 2和9. 2時，除氟率達到峰值，分別為96. 82%和96. 55% ； 用鹽酸調節時，pH=5. 2和9. 2時，除氟率達到峰值，分別為97. 61%和97. 41%。因此得出pH在4飛和pH在9左右時為除氟最佳pH值；
(3)、以氯化鈣作為沉澱劑，硫酸鋁作為混凝劑時，加入氯化鈣的量不變，隨著硫酸鋁用量的增加，除氟率也隨之升高；
當A1/F的摩爾比為1:1. 5 10時，平均除氟率為96. 55%，進一步增大鋁氟比，除氟效率變化緩慢，因此得出最佳的硫酸鋁投加量，Al/F=l: 1. 5 10是最佳的鋁氟比；
(4)、當絮凝劑PAM與氯化鈣一同加入時，有助於氟的去除，與只加氯化鈣相比除氟率有一定的上升，並且可以發現增加PAM的用量對除氟效果並無太大影響；因而用CaCl2+PAM(沉澱法+絮凝法)處理含氟廢水，關鍵還是在於要考慮添加PAM的量要適當；如果取用不適當的PAM量，就達不到理想的除氟效率；同時Ca/F不應過高，這樣既降低了沉澱劑的成本， 又使PAM發揮其絮凝的作用，不至於相互排斥；
以CaCl2做沉澱劑，同時加入不同體積的PAM量用來處理上海外高橋電廠三廠的含氟脫硫廢水水樣，在IOOmL的水樣中添加質量體積比PAM的量為0. 51 3. 06mg/L,於添加PAM 為0. 51 0. 816mg/L之間除氟效率上升，於添加PAM為0. 816 3. 06mg/L時除氟效率下降。在添加PAM大於3. 06mg/L時除氟效率又呈現上升趨勢。添加PAM為0. 816mg/L時去除氟離子的除氟效率較高，為97. 82%。同樣添加PAM的量為6mg/L時除氟效率也較高，為 95. 66%，清液中F-餘量低於1. 7mg/L，遠低於國家汙水綜合排放標準即氟離子濃度應小於 10mg/L。同時，除氟藥劑成本評估表明，本方案在工廠原有設施基礎上，除去設備折舊費及人工費，總運行費用每噸約為0. 3^0. 6元，比單獨採用鋁鹽藥劑添加用量大為節約成本。實施例2
取上海外高橋電廠三廠的脫硫廢水，含氟廢水平均進口濃度為155mg/L，pH = 5. 3，排放水量為50m3/d。用本發明的脫除火電廠高濃度含氟廢水的工藝方法，其具體包括如下步驟； 將生產廢水即脫硫廢水，首先流入調節沉澱池，然後由泵輸送入絮凝反應池， 並通過自動加藥機投加藥劑CaCl2,除氟過程通過醋酸或鹽酸控制高濃度的含氟廢水的pH為3. 5 6. 5，反應時間為5 20min ；沉澱劑CaCl2的添加量按摩爾比即 Ca :F 為 1:0. 3 5 ；
然後添加聚合I^eCl3及PAM絮凝劑，控制轉速為100 500r/min、溫度為20 40°C，絮凝時間為5 20min後，再靜置10 30min完成二次除氟，經取樣測定，除氟後的廢水含氟為2. 45mg/L，達到10mg/L的國家標準；其中，FeCl3的添加量按鐵氟摩爾比即Fe/F=0. 3:1， 添加的PAM的量按其與含氟廢水的質量體積比即PAM 含氟廢水為4. 08mg/L。絮凝反應時間為5 20min即達到廢水中含氟為2. 45mg/L，與現有技術相比具有除氟時間短的效果。經上面的除氟後的水自流入氣浮分離池，由溶氣釋放器中釋放出來的溶氣水將絮凝後的沉澱託出水面，在液面上形成沉澱物浮渣，浮渣經刮渣機刮出後進入幹化箱，靜沉後的清潔液再流入調節沉澱池，沉渣幹化後可外運填埋或焚燒處理。氣浮分離池下部的清液自流入清水池中，部分清水由溶氣泵提入溶氣罐，作為氣浮用的溶氣水，其餘的清水由泵提入砂濾塔，經過砂濾的水再進入活性炭吸附罐進行深度處理，最後直接排放。實施例3
取上海寶鋼電廠的電廠脫硫廢水，含氟廢水平均進口濃度為12aiig/L，pH = 4. 9，排放水量為50m7d。首先稱取不同量的高嶺土和一定量的CaCl2加入到IOOml水樣中，放置於一定的轉速下的磁力攪拌器上進行攪拌，大約攪拌IOmin後取下，靜置時間大約為lOmin。用玻璃漏鬥過濾，取上層清液。加入TISAB後定容至100ml。分別測出水樣的電動勢從而推出餘氟 Ci及除氟率。以高嶺土做為沉澱劑時，水中的餘氟隨著高嶺土用量基本無變化。當高嶺土 / F比值為0. 4:1和1:1時，除氟率最好，水樣中餘氟為41. 209mg/L，平均除氟率為 88. 23%，但還是達不到10mg/L的國家標準，所以，僅僅使用高嶺土作為助凝劑是達不到良
8好的除氟效果的。當水樣中只加入高嶺土時，水中氟離子濃度基本無變化。在以氯化鈣為化學沉澱劑，高嶺土做為添加助劑時，水中的餘氟隨著高嶺土用量的增加而變化。當高嶺土 / F摩爾比值為0.6:1時，除氟率下降，水樣中餘氟為1.25aiig/ L，當高嶺土 / F摩爾比值為1 :2時，除氟效果最好，水樣中餘氟為1.011mg/L，平均除氟率為99. 79%，低於10mg/L的國家標準。大量投入生產運行時，控制高嶺土的加入量也是一個非常重要的指標，它和除氟效率同樣的重要。因此，在未加入其他助劑和混凝劑的情況下， 控制高嶺土 / F=I :2，可達到國家汙水綜合排放標準即氟離子濃度應小於10mg/L。以上所述內容僅為本發明構思下的基本說明，而依據本發明的技術方案所做的任何等效變換，均應屬於本發明的保護範圍。
權利要求
1.一種脫除火電廠高濃度含氟廢水中氟的工藝方法，其特徵在於包括如下步驟(1)、首先在高濃度的含氟廢水中添加CaCl2沉澱劑進行第一道除氟，除氟過程通過醋酸或鹽酸控制高濃度的含氟廢水的pH為4 9，時間為5 15min ；沉澱劑CaCl2的添加量按摩爾比即Ca :F為1:0. 3 5 ；(2)、第一道除氟工序後用NaOH調節pH值在3.5 6. 5左右，添加混凝劑或絮凝劑或混凝劑與混凝劑混合添加，控制轉速為100 500r/min、溫度為20 40°C，絮凝反應時間為5 20min後，再靜置10 30min，完成二次除氟；所述的混凝劑為氯化鋁、磷酸鋁、硫酸鋁或高嶺土 ；所述的氯化鋁、磷酸鋁、硫酸鋁的添加量按摩爾比即Al :F為0. 1 1. 2 :1 ；所述的高嶺土 F的摩爾比為0.4 1:1 ；所述的絮凝劑為FeCl3或FeCl3與聚丙烯醯胺(PAM)的混合物；添加的FeCl3的量按鐵氟摩爾比即!^e :F為0. 1 1. 2 :1 ；添加的PAM的量按其與含氟廢水的質量體積比即PAM 含氟廢水為0. 5 6mg/L。
2.如權利要求1所述的一種脫除火電廠高濃度含氟廢水中氟的工藝方法，其特徵在步驟(1)中沉澱劑CaCl2的添加量按摩爾比即Ca =F優選為1 :0. 3 0. 5，高濃度的含氟廢水的PH優選為4 5或9。
3.如權利要求2所述的一種脫除火電廠高濃度含氟廢水中氟的工藝方法，其特徵在步驟(2)中所述的溫度優選為30°C。
4.如權利要求3所述的一種脫除火電廠高濃度含氟廢水中氟的工藝方法，其特徵在步驟(2)中所述的Al :F優選為1 :1. 5。
5.如權利要求3所述的一種脫除火電廠高濃度含氟廢水中氟的工藝方法，其特徵在步驟(2)中所述的高嶺土 F的摩爾比優選為0. 5 0. 6:1。
6.如權利要求3所述的一種脫除火電廠高濃度含氟廢水中氟的工藝方法，其特徵在步驟(2)中所述的狗=F的摩爾比優選為0. 1 0. 8 :1，PAM的添加量按其與含氟廢水的質量體積比即PAM 含氟廢水為3 6mg/L。
7.如權利要求6所述的一種脫除火電廠高濃度含氟廢水中氟的工藝方法，其特徵在步驟(2)中所述的!^e =F的摩爾比優選為0. 3 :1，添加的PAM的量按其與含氟廢水的質量體積比即PAM 含氟廢水為4. 08mg/L。
8.一種脫除火電廠的高濃度含氟廢水中氟的工藝方法，其特徵在於將絮凝劑PAM與氯化鈣一同加入到高濃度含氟廢水中進行除氟，其除氟過程控制如下將絮凝劑PAM與氯化鈣一同加入到高濃度含氟廢水中，用醋酸或鹽酸控制高濃度的含氟廢水的pH為3. 5 6. 5，控制轉速為100 500r/min，溫度為20 40°C，絮凝反應時間為 5 20min ；沉澱劑CaCl2的添加量按摩爾比即Ca :F為1:0. 3 5 ；添加的PAM的量按其與含氟廢水的質量體積比即PAM 含氟廢水為0. 51 0. 816mg/L 或 3. 06 6mg/L。
全文摘要
本發明公開一種脫除火電廠高濃度含氟廢水中氟的工藝方法，該方法採用了沉澱劑、混凝劑、絮凝劑等進行聯合除氟，即首先在高濃度的含氟廢水中添加CaCl2沉澱劑進行第一道除氟，後將該含氟廢水調節pH值在5.5～6.5左右，添加混凝劑及絮凝劑進行二次除氟。本發明的一種脫除火電廠高濃度含氟廢水中氟工藝方法，可有效降低廢水中氟離子的濃度為10mg/L，且具有流程簡單，投加藥劑種類少，處理效果好，單位氟處理成本低等優點。
文檔編號C02F1/52GK102276034SQ20111020170
公開日2011年12月14日 申請日期2011年7月19日 優先權日2011年7月19日
發明者張慧鑫, 張曉波, 徐宏建, 潘衛國, 郭瑞堂 申請人:上海電力學院