第三章廢水的化學處理方法3.0概述

3.1中和3.2混凝處理3.3化學氧化處理3.4電解3.0廢水的化學處理方法概述中和：酸堿中和混凝:去除1nm-100m分散顆粒。化學氧化處理:空氣氧化,濕式氧化,臭氧氧化,氯氧化電解：電解氧化、電解還原，電解凝聚，電解上浮

3.1.1

酸性廢水中和處理法

3.1.1.1

投藥中和由于酸發生廢水中往往含有一些重金屬，為使重金屬離子也能沉淀分離出來，那么就必須要使廢水達到一定的pＨ值，因此可采用投藥中和的辦法,該法既可中和各種酸性廢水又能將重金屬離子與雜質一起沉淀下來，適應性較強。堿性中和劑的選擇應根據廢水中酸的種類和含量，以及中和反應速度、中和生成物的性質，藥劑獲得的難易和經濟性因素等來綜合考慮。常用堿性中和劑有：苛性鈉（NaOH）,蘇打（Na2CO3）,石灰NaOH、Na2CO3在水中溶解速度快、中和反應速度快，生成物是易溶于水的鹽類隨水流出，但處理成本高。在水量不大、并有廢堿液可利用時，亦可以采用。由于石灰價廉易得，因此廣泛被使用，但溶解性差，反應速度慢，必須要有相應的藥劑配制設備和攪拌裝置；另外泥渣形成量大、勞動條件差、操作復雜。CaO、MgO等與酸反應后生成物是泥渣，在其形成過程中呈微孔狀能吸附一些細微顆粒或有機物、細菌等，具有混凝和絮凝作用，因而對廢水也進行了凈化。當采用石灰石作中和劑時，對H2SO4的濃度要控制在2g/l以內，也既濃度為0.2%。當酸性廢水中含有重金屬鹽類時如Pb、Zn、Cu、Cd等，為使它們能在最適宜的pH值范圍內沉淀，并使其殘留量為最小。計算中和藥劑的投量時應增加與重金屬生成沉淀的藥量，其數值仍按當量關系進行計算。如：ZnSO4+Ca(OH)2→Zn(OH)2+CaSO4

為使Zn(OH)2沉淀，其需要pH值在9－10.5，此時Zn的殘留量最小在1mg/l以下。當酸性廢水濃度較高時，如采用石灰乳來中和，有時要用分段中和才能達到要求的pH值。過濾中和的濾料有：石灰石、大理石、白云石等。當用石灰石中和HCl、HNO3時，其反應生成物是溶于水的鹽類，因此，過濾時對這兩種酸的濃度不限。當與H2SO4反應時，生成物是石膏，由于CaSO4的溶解度較小，為了避免生成的石膏附于濾料表面為了避免生成的石膏附于濾料表面，或堵塞濾料孔隙，以及逸出CO2在濾料表面形成氣泡而影響化學反應的進行。故要求H2SO4濃度應控制在2g/l范圍以內。當H2SO4濃度超過2g/l時，建議采用白云石，（CaCO3?MgCO3）

作濾料。

其反應式如下：2H2SO4+CaCO3?MgCO3→CaSO4+MgSO4+CO2+2H2O

原因分析：生成的MgCO4溶于水，而CaSO4的生成量僅為用石灰石中和時的一半，這就防止了因濃度高而產生過量的過飽和CaSO4但反應速度較用石灰石為慢，此法適用于H2SO4濃度2－4g/l。3.1.1.3

利用堿性廢水廢渣中和法利用本廠和本工段產生的堿性廢水進行中和。一般是把堿性廢水和酸性廢水排入中和池。中和能力的計算根據化學計算中等當量原理進行，要求酸堿廢水反應后呈中性。

但由于排出的酸性或堿性廢水在水量上和濃度上往往不能滿足化學計量的要求，變化幅度較大，加上從車間布置來看兩股廢水排出的口也不鄰近，從而使管道連接不方便等原因，此法使用不多。利用化學軟水站排出的白堊渣（主要是CaCO3）、乙炔站的廢電石渣（主要是(Ca（OH）2)）和熱電廠排出的硼泥等都可用來中和酸性廢水。3.1.2堿性廢水中和處理法3.1.2.1無機酸中和法中和堿性廢水應用最普遍的是無機酸，其中H2SO4價格較低，應用尤廣。HCl的最大優點是反應產物的溶解度大，泥渣量少，但出水中的溶解固體濃度較高，有時在對溶解固體有較嚴格限制時，就不一定適用。無機酸中和堿性廢水的工藝過程與設備和藥劑中和酸性廢水時基本相同。3.1.2.2

酸性氣體中和法利用煙道氣中和堿性廢水效果是顯著的，因為煙道氣中常含有三種酸性氣體，如CO2、SO2、H2S等。它們與廢水中的堿性物質如NaOH起反應如下：2NaOH+CO2→NaCO3+H2O2NaOH+SO2→NaSO3+H2O2NaOH+H2S→NaS+2H2O煙道氣中和工藝過程是用鼓風機將煙道氣送至水膜除塵器下部，將堿性廢水送到水膜除塵器上部作噴淋用水，使煙道氣與噴淋水逆流相接觸。這樣煙道氣中的CO2,SO2,H2S溶于水，使堿性廢水得到中和，同時也使煙道氣中的灰塵沉降。效果：pH值一般可由10－12降至5－7左右，存在的問題是廢水經中和后，廢水硫化物、色度、耗氧量（COD值）都有所增加，仍需進一步研究解決。3.1.2.3

酸性廢水中和法同前面廢酸廢堿中和法，以廢治廢。3.2混凝處理

3.2.1概述3.2.2凝聚和絮凝3.2.3膠體的特性與結構

3.2.4膠體的脫穩與凝聚

3.2.5混凝劑與助凝劑凝聚指膠體和超膠體脫穩，并聚集為微絮粒的過程。它既包括膠體的脫穩，又包括顆粒的遷移和聚集。絮凝指微絮粒通過吸附，卷帶和橋連而成長為更大的絮凝體的過程。它只包括顆粒的遷移聚集。

電位離子的靜電作用將在其周圍溶液里吸引眾多異號離子，形成反離子層，構成了雙電層的外層。其中，緊靠電位離子的反離子被電位離子牢固地吸引著，當膠核運動時，它也隨著一起運動，稱為反離子吸附層。它和電位離子一起組成膠團的固定層。固定層以外的反離子，由于受到電位離子的引力較弱，不隨膠核一起運動，并有向水中擴散的趨勢，稱為（反離子）擴散層。固定層與擴散層之間的交界面稱為滑動面，滑動面以內的部分稱為膠粒，它是帶電的微粒。膠粒與擴散層一起構成了電中性的膠團。不同的化學藥劑能使膠體以不同的方式脫穩，使膠體脫穩的機理有以下四種。在廢水處理實際中，四種機理往往綜合在一起，交叉發揮作用。壓縮雙電層如上所述，帶同號電荷的膠粒之間部是存在著由ξ電位引起的靜電斥力。但與此同時，膠粒之間又總是存在著范德華引力。膠體的穩定性就取決于兩種力中何者占主導地位。由于范德華引力和靜電斥力都是隨粒中心距而變化的，在穩定膠體中膠粒互相接近的動力主要來源理布朗運動的動能，其平均值約為1.5ＫＴ，而越過排斥勢能則需要數千ＫＴ的動能，這就是膠體長期穩定，久置不沉的根本原因。但是，如果向膠體溶液中投加電解質，增大溶液中主體離子強度，使膠團的擴散層受到壓縮，ξ電位降低，其結果排斥勢能降低，不能再阻止膠粒互相聚集時，膠體處于脫穩狀態，擴散層極端緊縮時，在開始產生排斥力的距離上，范德華力已大到足以同它抗衡，使吸引力占優勢，此時膠粒的每次碰撞都能促成膠粒達到快速凝聚的臨界狀態。吸附和電中和作用當投加的化學藥劑為Fe鹽和Al鹽時，能在一定條件下水解，生成類似于雙親分子的絡離子和多核絡離子，這些離子能進入固液界面，被電位離子牢固地吸附并中和ψ電位，從而使膠體脫穩。但如果投加量過多，同樣會造成膠粒電號反逆而出現再穩。網捕作用當采用含金屬離子的化學藥劑，且其投加量大到足以使其水解產物迅速沉淀析出，或者水解產物以膠體作為晶核析出時，都能將膠粒作為吸附質或晶核予以捕獲而共同沉淀下來。顯然在此過程中，膠粒并不一定脫穩，卻能被卷帶網羅除去。沉淀物對膠體的網捕速度與溶液的過飽和度成正比。廢水中膠體多帶負電荷，所以沉淀物若帶正電荷，尤能加速網捕速度。一般說來，被除去的膠粒愈多，網捕速度也愈快。吸附橋連作用如果投加的化學藥劑是具有能被膠粒吸附的鏈狀分子聚合物，就能把膠粒或細微懸浮物團聚為絮凝體而除去。吸附橋連作用的過程如下：高分子聚合物溶于水后，它的活性基團從主鏈上伸展于水中，由于范德華力氫鍵和配位鍵等方面的作用，使膠粒與這些活性基團之間具有吸附作用。開始時，高分子的一個活性基團被吸附在一個微粒表面，其它活性基團仍伸展于水中。當它們也被其它微粒的空白部位吸附，或已吸附了活性基團的微粒的空白部位再吸附其它高分子的活性基團時，就出現一個高分子長鏈同時吸附若干個高分子的活性基團的情況，形成微粒一高分子一微粒的結構。最后，各個高分子再互相搭接，形成大的絮凝體顯然，在微粒與高分子形成的絮凝體中微粒之間并未直接接觸，而是通過高分子長鏈作為橋梁將其連接在一起。混凝過程中投加的主要化學藥物稱為混凝劑。混凝劑的作用是通過它或者它的水解產物的壓縮雙電層、電中和、卷帶網捕以及吸附橋連等四個方面完成。目前，國內常用混凝劑有無機多價金屬鹽類和有機高分子聚合物兩大類，前者主要有鐵鹽和鋁鹽，后者主要有聚丙烯酰胺及其變性物。鋁鹽主要有硫酸鋁、明礬、聚合氯化鋁三種。聚合氯化鋁又稱堿式氯化鋁或羥基氯化鋁:[Al2(OH)nCl6-n]m。聚合氯化鋁實際上是m個Al2(OH)nCl6-n單體的聚合物，簡寫為PAC（國內稱為堿式氯化鋁簡寫為BAC）。聚合氯化鋁的混凝效果與其中的OH和Al比值（即N值大小）有密切關系。鐵鹽主要有：FeSO4(綠礬)、FeCl3以及聚合硫酸鐵三種,其中,硫酸鐵也可看作是M個Fe(OH)n(SO4)3單體的聚合物,簡寫為PFS,其化學式中,n<2,m=f(n)。鋁,鐵鹽混凝劑的混凝機理十分復雜，總起來說，是它們一系列離解和水解產物，對水中膠體及細微懸浮物所具有的壓縮雙電層、電性中和以及吸附橋連和卷帶網捕作用的綜合結果。總之，鋁鹽和鐵鹽類能在水解過程中以不同的形態發揮以下三種作用：（1）Al3+、Fe3+和低聚合度高電荷的多核絡離子的脫穩凝聚作用；（2）高聚合度絡離子的橋連絮凝作用；（3）氫氧化物沉淀形態存在時的網捕絮凝作用三種作用，有時可能同時存在，但在不同的條件則可能以某一種為主。通常，在pH值偏低，膠體及細微懸浮物濃度高，投藥量尚不足的反應初期，脫穩凝聚是主要形式；在pH值較高，污染濃度較低，投藥量充分時，網捕絮凝是主要形式；在pH值和投藥量適中時，橋連絮凝應成為主要的作用形式。高分子絮凝劑：目前用于水處理中的高分子絮凝劑，大多數是高聚合度水溶性的高分子聚合物或共聚物，分子中含有許多能與膠粒和細微懸浮物表面上某些電位起作用的活性基團，分子量在數十萬至數百萬。根據聚合物單體上活性基團在水中的離解情況，可分為非離子型、陰離子型和陽離子型三類。國內外常用的具有代表性的高分子絮凝劑有：非離子型―聚丙烯酰胺，簡寫為PAM，分子量在150－600萬，商品濃度般為8％；陰離型――聚丙烯酸（PAA）等；陽離子型――丁基聚乙烯吡啶等。用量一般為廢水量的百萬分之一至百萬分之二。當絮凝劑為離子型，且其電性與膠粒表面電荷相反時，絮凝劑就起到降低ξ電位和吸附橋連的雙重作用，絮凝效果就特別顯著。而當其電性與膠粒表面電荷相反時，則要求雙方的電荷都要強，要充分發揮絮凝劑的吸附橋連作用，應使它的長鏈伸展到最大限度，同時讓可離解的基團達到最大的離解度且得到充分的暴露，以便產生更多的帶電部位，并與微粒有更多的碰撞機會。聚丙烯酰胺堿化水解時，一部分酰胺基－ＣＯＮＨ2轉變為羧酸鈉－COONa，結果非離子型的ＰＡＭ部分變為陰離子型的聚丙烯酸鈉。后者在水中離解出Ｎa+，在長鏈上留下一個COO-基團。由于相同電荷的斥力，使卷曲狀中性ＰＡＭ變為伸展狀的負離子，活性基團隨之得到充分的暴露，結果絮凝效果可提高數倍。為了促進凝聚效果，生成粗大、結實、易于沉淀的絮凝體，有時在投加混劑的同時，還投加一些輔助藥劑，稱為助凝劑，常用的助凝劑有：投加酸或堿類以調整pH值；投加水玻璃，活化硅酸，活性炭等以增強絮凝體的密實性和沉降性能；投加氧等氧化劑，將Fe2+轉化為

Fe3+，并破壞水中對凝聚過程有干擾的有機物3.3化學氧化處理

化學氧化：費用高，用于：飲用水，特種工業水，深度處理。生物氧化：費用低

3.3.1空氣氧化法3.3.2臭氧氧化3.3.3氯氧化3.3.4光輻射強化氧化過程3.3.1空氣氧化法空氣氧化法和純氧氧化法都利用氧進行氧化廢水中污染物的一種處理方法，O2的化學氧化性是很強的，pH值低氧化性增強，有利于空氣氧化法的進行。但是用O2進行氧化反應的活化能很高，因而反應速度較慢，這就使得在常溫、常壓、無催化劑時，空氣氧化法所需的時間很長，應用受到一定的限制。采用高溫、高壓、催化劑、射線輻射等手段，氧化反應速度將大大加快。“溫式氧化法”是在較高溫度和壓力下，用空氣氧化有機物。氧化過程在液相進行。處理含大量有機物的污泥和高濃度有機廢水就是利用高溫200－300℃，高壓30－150強化空氣氧化的一個例子。適用：低含硫廢水（800～1000mg/l），水量較小空氣氧化主要用于含Ｓ廢水的處理，硫化物一般以Ｎa鹽和NH4鹽的形成存在于廢水中，如Na2S，NaHS，(NH4)2S，NH4HS等，在酸性廢水中，有時還有Ｈ2S,在還原性較強的堿性溶液中，空氣氧化法效果較好。原理：污水中S=、SH-離子和空氣接觸，發生氧化-還原反應。氧與硫化物的反應分兩步進行：由兩反應可知，氧化1kgS=

理論上約需1kgO2，相當于3.7m3的空氣。在廢水處理中第二步的反應只能進行約10％，即1kgS=需0.37m3的空氣，兩者之和為氧化1kg的S總共約需4m3的空氣。實際上空氣耗量是理論上的2～3倍空氣氧化脫硫工藝可在各種密封塔體中進行（空搭，篩扳塔填料塔等。）純Ｏ2氧化法雖然處理效率較高，但由于成本高，使應用受到限制。3.3.2臭氧氧化

臭氧：O3，Tb=-112.5℃，ρ=2.144kg/m3O2，Tb=-183.0℃，ρ=1.429kg/m3—特性：臭氧在常溫常壓下是一種淡色氣體，有物特殊氣味,密度比Ｏ2重1.5倍；—不穩定：Ｏ3在熱力學上是不穩定的易分解，常溫分解為O2并放熱，水中的分解速度比在氣相中快得多。氣相中Ｏ3的分解與其含量，溫度壓力不純物的存在及光線照射等因采密切關，Ｏ3濃度、pH值及催化劑的存在（ＯＨ－及某些金屬離子）均顯著地影響Ｏ3在溶液中的分解速度，Ｏ3在酸性溶液中比較穩定，而在堿性溶液中分子迅速。—溶解性：水中溶解度比O2高10倍，比空氣高25倍。—毒性：—氧化性：強氧化劑，殺菌、氧化有機物。Ｏ3的氧化性很強，在理想的反應條件下，Ｏ3可把水溶液中大多數單質和化合物氧化到它們的最高氧化態。—腐蝕性：強腐蝕性。—制備：由于Ｏ3是不穩定的，因此，通常易在現場制備Ｏ3。制備Ｏ3的方法較多，有電解法，化學法，高能射線輻射法和無聲放電法等，目前工業上幾乎都是用干燥空氣或氧氣經無聲放電來制備Ｏ3。由于形成一脈沖電子流，而不形成電弧新以叫無聲放電。優點：Ｏ3及其在水中分解的中間產物有很強的氧化性，可分解一般氧化劑難于破壞的有機物。反應完全，速度快，剩余Ｏ3會自動的轉化為Ｏ2，出水無嗅無味，不產生污泥，原料來源廣（空氣）。缺點：設備效率低，電能成本高，Ｏ3的投加與接觸系統效率低，使在廢水處理中的應用受到限制，現尚處于試驗階段。應用：集中在消毒，除嗅，除味，脫色，除酸，除氰，除洗滌劑，除油及除去重金屬等方面。3.3.3氯氧化

氯系氧化劑有：Cl2氯的含氧酸及鈉鹽鈣鹽及ClO2等。Cl2易溶于水，并迅速水解，歧化為HCl和HClOCl2＋2H2O=H3O++Cl-+HClOHClO是弱酸，在水中電離與pH值有關HClO=H++ClO-ＨClO的氧化性很強，在酸性溶液中，氧化性更強。NaClO，漂白粉CaCl(ClO)、漂白精Ｃa(ClO)2等Cl的氧化劑，在溶液中都完全電離，生成次氯酸根離子然后水解：ＣlO-+H2O=HClO+OH-它們的氧化性與pH值有關，CCl2的氧化作用還可因光軸射（紫外）或放射性輻射來強化。氣態ＣlO2極不穩定，容易爆炸，但它的水溶液卻相當穩定。加熱光照，ＯＨ－離子及某些催化劑均可促使ClO2溶液分解。ClO2在水中溶解度大,為Cl2的5倍,因此常在現場制備,其工業制法是Cl2與NaClO2在酸性溶液中起反應：Cl2+2NaClO2=2ClO2+2NaCl用ClO2除臭和味后，沒有殘余的嗅和味；當水中含酸時，不產生氯酸因此對除酸特別有用，但ClO2的還原產物ClO2-對人體有毒，ClO2處理有機廢水時新產生的氯化有機物對人體也有長期的生理效應，因此，用ClO2處理廢水后，最后再經活性炭吸附處理。3.3.4光輻射強化氧化過程紫外線，放射性射線等高能射線可強化廢水的氧化過程使氧化率提高，藥劑耗量減少。高能射線與水中污染物的作用，分為直接和間接兩種。將高能射線直接作用于水中污染物通過電離，激發分解等過程，使污染物氧化破壞，這種情況水處理中應用較少。更易的是將高能射線作用于氧化劑（如HClO、O2等），與水產生各種活潑化學微粒，通過這些化學微粒的強氧化作用，使氧化過程得以加強。懸浮物能吸收射線的能量，使其氧化效率明顯降低，故通常要經予處理予以除去。射線強化廢水的氧化過程，目前尚處于試驗研究階段：1）紫外線強化氯的氧化過程在投Cl2的有機廢水中，用紫外線進行照射，可使Cl2的氧化作用增強5倍，因而降低了投藥量，其作用原理是紫外線與HClO作用，產生十分活潑的新生態原子氧：HClO+H2→HCl+[O]新生態原子Ｏ，可迅速地使有機物氧化降解，此法常稱為光氧化法，可用于去除產生色、嗅、味的有機物。2）紫外線強化空氣的氧化過程，也稱光氧化過程原理：紫外線能使有機物產生易與氧結合的自由基，因而使其氧化破壞。為產生足夠的自由基，可將廢水在空氣中霧化，然后用波長為2500－2700的紫外線照射，照射時間為9－12秒。實驗結果表明，光氧化降解的效率主要取決于有機物種類和光強度，在相同光強下，揮發酸氧化降解100％，表面活性物質67％，油類30－54％。光氧化法具有反應速度快，處理效果高，投藥少，操作簡便等優點，對于低濃度有機物廢水的處理是有效的。電解：電解質溶液在直流電的作用下，在兩極上分別產生氧化反應和還原反應。電解槽：在電解時把電能轉變為化學能的裝置。陽極：與電源正極相連接的極陰極：與電源負極相連接的極當接通直流電源后，電解槽的陰極和陽極之間產生電位差。還原反應：正離子移向陰極，在陰極取得電子。氧化反應：負離子移向陽極，在陽極放出電子。這種在電極上得到或放出電子的過程叫放電。

電解法處理廢水的實質，就是直接或間接地進行電解作用，把水中污染物去除，或把有毒物質變為無毒或微毒物質。2.電化學在水處理中的應用。1）、電化學氧化法處理含氰廢水電解含氰廢水時，Cn可在陽極直接被氧化，其電極反應分兩進行第一步Cn-+2OH—2e=CNO-+H2O第二步Cn的陽極氧化需在堿性條件下進行，這是因為酸性條件下形成的HCN在陽極放電十分難，而堿性條件形成的CN-易于在陽極放電；同時陽極反應也需要有OH-離子參加，反應式為CNO-的水解反應當ＰＨ較高時，這個反應進行將十分緩慢，反應式為放電析出的付反應，與氰的氧化無關，卻使電流效率降低。當廢水含氰濃度低時，付反應比例增大，使電流效率降低，同時，溶江中電解質少，電阻增大，使電壓效率亦低。因此，通常要在廢水中加一定量的CaCl,NaCl的加入不僅使溶液導電性增加，而且CL-離子在陽極放電，產生氯氧化劑，強化了陽極的氧化作用。提高NaCl濃度，固然有利于ＣN的氧化除去，但ＮaCl投量太大，電流效率反而不降。通常根據不同的廢水含氰濃度，電流，密謀極中心距，通過試驗確定最佳投鹽量。電解氧化法除氰時，可采用翻騰式和回流式電解槽陽極可用石墨，陰極可用普通鋼極，為防止有害氣體逸入大氣，電解槽采用全封式。電化學氧化處理含氯廢水，可使游離以CN濃度降至0.1mg/l以下，并且不必設置沉淀池和污泥處理設施。缺點是處理費用高于氯氧化法。2）、電化學還原法處理含Cr(VI)廢水電化學還原處理含Cr(VI)廢水時，以Fe為陽極和陰極Cr(VI)通常以CrO72-和CrO42-的形態存在于廢水中，在流電作用下，它們向陽極遷移，被Ｆe陽極溶蝕產物Fe2+離子所還原。此外陰極還直接還原一部分Cr(VI),由于Ｈ＋離子在反應中的消耗及陰極放電，使永ＰＨ值逐漸提高，Cr3+及Fe3+便形成Cr(OH)3及Fe(OH)沉淀，其反應如下：生成的Fe(OH)3的凝聚作用，能促進Cr(OH)3迅速沉淀。據研究對于Cr(VI)還原來說，Fe2+離子的還原作用是主要的，而陰極的直接還原是十分次要的，空氣中的Ｏ2要消耗一部分Fe2+離子，因此空氣注入量要嚴格控制或采用其它攪拌方法。電解除Cr(VI)時，可投加適量NaCl以增加溶江的導電性。同時Ｃl-離子能減弱陽極的純化。電解槽的陰，陽極應定期更換，以保持陽極經常在活化狀態下工作。若廢水中含有較多的ＨＮＯ3，可加劇陽極純化，并且強氧化劑ＨＮＯ3的存在可氧化Fe2+離子,不利于Cr(VI)的還原,結果使電能消耗增加.廢水的PH值低,不利于Fe陽極的溶蝕,若堿性較大將促使Fe陽極純化,發生OH-放電而析出O2的付反應,析出的O2還可氧化Fe2+離子，都不利于Cr(VI)的還原，但ＰＨ也不能太低，否則Cr3+和Ｆe3+不能生成氫氧化物沉淀，因此要使廢水維持適當的ＰＨ值，實踐證明，當廢水含Cr（VI）d25-150mg/l時，進水ＰＨ應為3.5-6.5,則不需調ＰＨ值，電解除Ｃr(VI)效果好，耗電省；隨著電解的進行，Ｈ＋離子在陰極放電，其pH值可滿足氫氧化物沉淀析出的要求。電化學法處理含Cr(VI)廢水操作管理簡單，處理效果好，穩定可可靠，含Cr電鍍廢的Cr（VI）含量可降至0。1mg/l以下。水中其它重金屬離子亦可通過還原和沉淀而降低含量。當原水含Cr(VI)在100mg/l以下時，采用電化學還原法高，此法主要缺點是鋼材耗量較大，污泥處理及利用尚未得到解決。三，化學還原法1、

金屬還原法常用還原劑：金屬，硼氫化鈉（ＮaBH4）醛類，聯胺等，還原法除Ｈg常用比Hg活潑的金屬，如Fe屑，Zn粒Al粉Cn屑等。金屬還原法除Hg是將含Hg廢水通過金屬屑的濾床，或與金屬粉混合瓜2置換出金屬Hg.金屬換置反應速度與接觸面積，溫度，pH值等因素有關，通常將金屬破碎2－4mmm的碎屑，并去掉表面的污染，油污可用汽油浸泡除去銹蝕可用酸洗，反應，溫度提高，能加速反應的進行，但溫度太高會有Hg蒸氣逸出，故反應一般在20－80℃范圍內進行。用Fe屑過濾，pH＝6－9合適，耗Fe最省，pH<6時，因Fe溶解而耗量加大，ＰＨ<5時，會有Ｈ2析出Fe+2H→Fe2+H2↑嚴重阻礙Hg2+反應的進行，用Zn粒還原pH＝9－11為宜，用Ｃu時ＰＨ＝1－10均可。國內用工業Fe粉去除酸性廢水中Hg2+時，溫度50－60℃混合反應1－1.5hr經過濾分離廢水中含Hg量降低90％以上，廢水和酸度提高Fe粉耗量也增加。水銀電解法氯堿車間的含Hg淡鹽水，用鋼屑填充的過濾床處理溫度在20－80℃。ＰＨ＝6－9接角時間2minＨg除率達90％。廢水中有機Hg可先采用氧化劑如Cl2將其氧化破壞，再用金屬置換法處理。2、

藥劑還原法：還原劑為：FeSO4SO2NaSO3NaHSO3等。含鉻廢水主要來源于電鍍車間，一般鍍鉻后的清洗水中含Cr(VI)的70－150mg/l；純化后清洗水中含鉻量變化很大，有時高達200－300mg/l.排放的廢電鍍液中，含鉻量更大，廢水中的Cr(VI)以兩種形式存在。Ｃ2O42和-Cr2O2-有如下平衡：2ＣrO42-+2H+=CrO2-+H2O由此平衡式可知，加酸向生成重鉻酸的方向移動，加堿向生成鉻酸的方向移動，廢水中含有具毒的Cr(VI)可用還原劑還原成毒性微的Cr3+Cr(VI)還原反應如下：

以上反應就大酸性溶液中進行，ＰＨ<4為宜。還原產物Cr2(SO4)3溶解度較大，需進一步加堿使之生成Cr(OH)3↓才能的溶江中分離去除。Ｃr(OH)3呈兩性，在ＰＨ＝8－9時其溶解度最小，因此要按制石灰投量，使沉淀反應在最佳ＰＨ值不進行，還原劑的抽量與ＰＨ值有關。如有ＦeSO4作還原劑時，當ＰＨ＝3－4時，氧化還應進行將最完全。投藥量最省。FeSO4呈酸性，能降低溶江的ＰＨ值，當FeSO4投量多時可不加Ｈ2SO4,仍能保持酸性條件下進行反應，處理后的水質同樣能滿足排放要求。用藥劑還原法去除Cr(VI)時，還原劑和堿性藥劑的選擇要因地制宜，一般易采肜FeSO4和石灰，因其來源廣，水量小時亦可采用NaHSO4和NaOH如廠區有SO2及H2S廢氣還原法。這種方法的特點是：費用低，設備簡單，沉渣量少，渣中主要為Cr(OH)3燃燒可回收Cr2O3,缺點是腐蝕性強，H2S泄漏時污染環境。工廠如果同時有含Cr廢水和含氰廢水，可互相進行氧化還原反應以廢活廢，其反應為：

Cu2+為此反應的催化劑，故應投加CuSO4,Cu2+濃度保持在4mg/l。反應ＰＨ維持與或稍低，若ＰＨ太低會有ＨＣＮ揮發污染環境。近年來試驗研究了用活性炭吸附處理含Ｃr(VI)廢水的方法，當ＰＨ值很低時，本質上仍是一個還原法：Ｃr3+在活性炭上吸附飽和后，用10％的H2SO4活脫，含Cr3+的再生液流經硅酸鈣吸附柱，選擇性吸附Cr3+，飽和后用Ｈ2Ｏ2氧化活脫，得到的稀笱酸溶液，可作電鍍槽的添加劑。§3－2化學沉淀法化學沉淀法是指向廢水中投加某些化學試劑，使之與廢水中污染物發生直接的化學反應，形成難溶的固體生成物，然后進行固液分離，從而除去水中污染物的一種處理方法。廢水中重金屬離子如：Hg、Cd、Pb、Zn、Ni、Cr、Cu等，堿土金屬，如Ca、Mg及某些非金屬，如As、F、S等均可經過化學沉淀法除去，對于危害性極大的重金屬廢水，雖然研究了多種處理方法，但迄今為止化學沉淀法仍然是最重要的一種，特別是在廢水污染物濃度較高的場合，尤其如此。廢水處理中最常用的沉淀劑是：石灰，其它如苛性鈉、碳酸鈉、硫化氫、碳酸鋇等也有應用，用石灰等堿性藥劑進行處理時，可兼有調節Ph值的效果，在實際操作中這兩個過程是同時發生的。通常把調節ＰＨ值至排放要求作為主要處理目的的方法成為中和法，而把調節Ph值以去除重金屬等污染物作為主要處理目的方法稱為化學沉淀法。化學沉淀法的工藝過程通常包括：1、投加化學沉淀劑，與廢水中污染物反應，生成難溶的沉淀物而析出；2、通過沉淀、凝聚、浮上、過濾、離心等方法進行固液分離；3、泥渣的處理和回收利用。一、學沉淀法基本原理1、沉淀－溶解平衡物質的溶解能力可用溶解度來表示，習慣上把溶解度小于100mg/l的物質稱為不溶物質，確切地說叫做難溶物質。在廢水處理中欲沉淀去除的污染物殘留濃度往往限制在1－0.01mg/l，可見化學沉淀法所形成的化合物必定是十分難溶的。化學沉淀法處理廢水時所涉及的難溶物質幾乎都是電解質。當沉淀與溶解兩個相反的過程達到平衡時，溶液中溶質離子的濃度不再改變。以BaSO4飽和溶液為例：存在下列平衡關系：

BaSO4(固)Ba2++SO42-

在一定溫度下，其平衡常數為：K=[Ba2+][SO42-]/[BaSO4]

由于固體濃度為定值，則可簡化為：Ksp=[Ba2+][SO42-]Ksp為溶度積常數；[]體積摩爾濃度。就一般情況而言，在一定溫度下，對于難溶電解質AmBn的飽和溶液，其沉淀一溶解的平衡可表示為：

AmBn(s)mAn++nBm-Ksp=[An+]m[Bm-]nＫＳＰ是達到沉淀平衡時的平衡常數。2、難溶電解質的溶度積溶度積是達到沉淀平衡時的平衡常數，它和溶液中有關離子的濃度有直接的數量關系。易于利用它對沉淀一溶解平衡進行理論分析，在水處理時比溶解度應用更廣泛。用濃度積常數值來比較難溶電解質的溶解度大小時，它只適用于同類型電解質，如CaCO3,BaSO4,CaSO4等都為ＡＢ型，ＫＳＰ越小的，則其溶解度越小。溶解度的大小主要取決于溶質和溶劑的本性，還與溫度、鹽效應、沉淀顆粒大小以及晶體結構等因素有關。水處理在常溫下進行，溫度變化不大，故在一般工程計算中，可采用室溫（18－25℃）的溶度積值，溶液中若有惰性鹽存在時，由于鹽效應，使難溶電解質的溶解度增大，例如：將KNO3加到飽和CaCO3溶液中，由于KNO3完全電離成K+和NO3-，使溶液中離子總強度驟增,在正負離子的靜電吸引下,降低了Ca2+和CO32-離子的有效濃度，使沉淀--溶解平衡向溶解方向移動，從而增加了CaCO3的溶解度。溶液離子強度越大，沉淀組分離子的電荷越高，則鹽效應越明顯，通常如果惰性電解質總濃度小于0.01摩爾/Ｌ時，鹽效應對溶解度的影響可以忽略不計，但在廢水處理中，惰性電解質的總濃度往往都超過這個界限，所以鹽效應對化學沉淀法的不利影響應予以考慮。沉淀顆粒大小不同，其溶解度也有差異，這是因為在晶體邊緣或棱角上的分子或離子都有較高的反應性，而微小晶粒比大的晶粒有更多的離子位于邊緣，所以更易溶解。另外，對無定形沉淀物，若沉淀時條件掌握不好，常會形成膠體溶液，甚至已經凝聚的膠狀沉淀，還會重新轉變成膠體溶液（膠溶作用），這對化學沉淀法處理廢水是不利的，因此要控制沉淀條件，設法破壞膠體，防止膠溶，并加速沉淀微粒的凝聚，如用鐵氧體法處理重金屬廢水時，采用較高溫度就是有利于金屬氫氧化物膠體的破壞。另外在某些難溶電解質的飽和溶液中（有固體共存）加入某種沉淀劑，可使固體難溶物不斷溶解，轉化為另一種溶度積更小的沉淀物，這個過程叫做沉淀的轉化，除去廢水中的污染物離子。例如，在含Hg2+的廢水中投加難溶電解質MnS(2.5×10-13)或FeS(6.3×10-18)，則可轉化為另一種更難溶的電解質HgS↓(4.0×10-53)，再通過固液分離，可將HgS除去。廢水中往往是多種污染物離子共存，加入沉淀劑時，必定是先達到溶度積的先沉淀，稱為分步沉淀。利用分步沉淀的原理進行離子的分離和回收利用。二、氫氧化物沉淀法1、沉淀劑我們知道除堿金屬和部分堿土金屬外，其它金屬的氫氧化物大部分是難溶的，如Al(OH)3Ｋsp=1.3×10-33

Cd(OH)22.2×10-14

Cr(OH)36.3×10-31Cu(OH)25.0×10-20由于金屬氫氧化物的溶度積大都很小，所以可以用氫氧化物沉淀法去除廢水中包含的重金屬離子污染物。常用的沉淀劑為各種堿性物質，如石灰、Na2CO3、NaOH、石灰石、白云石等。由于氫氧化物沉淀法對金屬離子去除范圍廣，沉淀劑來源豐富，價格低廉，而又不造成二次污染，因而成為應用最廣泛的的含重金屬離子廢水的處理方法。2、沉淀條件及影響沉淀因素金屬離子與ＯＨ－離子是否生成氫氧化物沉淀，取決于溶液中金屬離子濃度和ＯＨ－離子濃度，就是說，對一定濃度的某金屬離子來說，溶液的ＰＨ值為沉淀金屬氫氧化物的最重要條件。根據金屬氫氧化物Ｍ(OH)n的沉淀溶解平衡，以及水的離子積可以計算使氫氧化物沉淀的ＰＨ值。H2OH++OH-Kw=[H+][OH-]

M(OH)nMn++nOH-

此式表示與氫氧化物沉淀平衡共有的金屬離子濃度和溶液ＰＨ值的關系。可以看出，（1）金屬離子濃度［Ｍn+］相同時，Ｋsp愈小，則開始析出M(OH)↓的Ph值愈低；（2）同一金屬離子［Ｍn+］濃度越大時，開始析出的M(OH)↓的ＰＨ值愈低。我們可以根據各種金屬氫氧化物的KSP值，計算出某一ＰＨ值時溶液中金屬離子飽和濃度。也可以以ＰＨ值為橫坐標，以（－lg[Mn+]）為縱坐標，繪制出溶解度對數圖［書167頁，Fig13-1］,根據溶解度對數圖就可確定金屬離子的沉淀條件。以Cd2+為例，若［Cd2+］=0.1mol/l,由圖可查到，使Cd(OH)2↓開始析出的Ph=7.7,如若使溶液中殘余的[Cd2+]=10-5mol/l,則沉淀終了時的Ph=9.7。金屬離子和OH-不僅生成氫氧化物沉淀，而且還可以生成各種可溶性的羥基絡合物（常見的），這時與金屬氫氧化物呈平衡狀態的飽和溶液中，不僅有游離的金屬離子，而且還有配位數不同的各種羥基絡和物，它們都參與沉淀一溶解平衡，在此情況下，溶解度對數圖就要復雜一些。

如：Cd2++OH-Cd(OH)+Cd(OH)2Cd(OH)3-Cd(OH)42-

又如：Cr3+,Al3+,Zn2+,Pb2+,Fe2+,Ni2+,Ca2+等在堿性提高時都可明顯地生成絡合物,而使氫氧化物溶解度增加,這類氫氧化物既能溶于酸,又能溶于堿,我們稱為兩性氫氧化物。金屬離子不僅可以與OH離子結合成各種單核羥基絡合物，而且單核羥基絡合物還通過羥基橋聯，縮合為多核羥基絡合物，最后發展成為金屬氫氧化物沉淀，顯然多核羥基絡合物的存在型態亦取決于溶液的ＰＨ值和金屬離子濃度，它們也參與金屬氫氧化物的沉淀--溶解平衡。當廢水中存在CN-,NH3,Cll-,S2-等配體時，均能與重金屬離子結合生成可溶性絡合物，使金屬氫氧化物溶解度增大，對沉淀法去除重金屬是不利的，因此通常進行予處理予以去除。在實際廢水中，共存離子十分復雜，影響Ｍ（ＯＨ）↓的因素很多，必須通過實驗確定最佳ＰＨ值范圍。應當指出金屬氫氧化物沉淀及其化學式Ｍ（ＯＨ）n是一個籠統的說法，許多金屬離子與堿生成的是含不定水分子的水合氧化物沉淀，如Fe2O3·xH2O，習慣上仍以Fe(OH)3表示，有一些金屬氫氧化物由于熱穩定性太差，實際上是以氧化物沉淀的形成存在，如Ag2O,HgO。還有些金屬離子生成氫氧化物沉淀以前，生成堿式鹽沉淀如Cu2(OH)2SO4等。如含Ca2+廢水，一般認為ＰＨ值為9.5－12.5，當ＰＨ＝8時，殘留濃度為1mg/l，但ＰＨ＝10－11時，殘余濃度降至0.1－0.00075mg/l，如果采用砂濾或Ｆe,Al鹽凝聚沉淀，可進一步提高處理質量。氫氧化物沉淀法的優點是：簡便、藥劑來源廣泛、可回收利用，缺點是：勞動條件差、管道易結垢堵塞、沉淀體積大，脫水困難（含水>95%）。

三、硫化物沉淀法重金屬硫化物溶度積位于元素周期表（長式）中部的大多數金屬的硫化物都難溶于水，因此可用硫化物沉淀法比較完全地去除廢水中的金屬離子，各種金屬硫化物溶度積相差懸殊，如Ag2SKsp=6.3×10-50,PbS,Ksp=8×10-28,ZnSKsp=1.6×10-24等，我們知道溶液中Ｓ2－離子濃度還受Ｈ＋離子濃度的制約，如在Ｈ2Ｓ的飽和溶液中，H2S的平衡濃度約為0.1mol/l時,則[S2-]=10.1k/[H+]2,其中K=9.23×10-22可見[S2-]濃度與H+濃度的平方成反比,由于金屬硫化物的Ksp不同,沉淀出金屬硫化物所需的S2-濃度也不同,因而允許的最高酸度也有差異,因此可以通過控制酸度,用H2S把溶液中的不同金屬離子分組分離。如第三組陽離子2、常用沉淀劑有：Ｈ2Ｓ，Ｎa2S,NaHS,CaSx及(NH4)2S，ＭnS,FeS等。H2S有惡臭，又是一種無色有毒氣體，因此使用時必須注意安全，在空氣的允許濃度不得超過0.01mg/l。S2-離子和ＯＨ－離子一樣，也能與許多金屬離子形成絡陰離子，從而使金屬硫化的溶解度增大，不利于重金屬離子的沉淀去除，因此必須控制Ｓ2－離子的濃度不能過量，其它配位體如Ｘ－（鹵離子），CN-，SCN-，等也能與重金屬生成可溶性絡合物，干擾金屬的去除，應進行處理去除。3、硫化物沉淀法除汞HgS的Ksp=4.0×10-53，所以硫化物除Hg效率很高,在廢水處理中得到實際應用,本法主要用于去除無機汞,對于有機Hg,必須先用氧化劑如Cl2等將其氧化成無機Hg，再用此法.提高沉淀劑S2-離子的濃度有利于HgS的沉淀析出，但是過量的Ｓ2－離子不僅會造成水體貧氧，增加COD值,還能與HgS生成可溶性絡陰離子[HgS2]2-，降低Ｈg的去除率，因此在反應過程中，要補加FeSO4溶溶液，以除去過量Ｓ2－，

Ｆe2++

S2-

FeS，這樣不僅有利于Ｈg的去除，而且有利于沉淀的分離，因為濃度較小的含Ｈg廢水進行沉淀時，往往形成ＨgS的微細顆粒，懸浮于水中很難沉降，而FeS沉淀可作為HgS沉淀的載體促使共沉淀，同時補加的一部分Ｆe2+離子在水中可生成Ｆe(OH)3和Fe(OH)3,對ＨgS懸浮微粒起凝聚共沉降作用。為使HgS懸浮微粒沉降，有時還加焦炭末或粉狀活性炭吸附HgS微粒，促使其沉降。沉淀反應在ＰＨ＝8－9的堿性條件下進行，ＰＨ<7時不利于FeS沉淀的生成，堿度過大則可能生成Fe(OH)3凝膠，難以過濾。廢水中若Ｘ－（鹵離子）CN-SCN-離子與Hg2+離子形成一系列絡陰離子［HgCl4］2-[HgI4]2-[Hg(CN)4]2-[Hg(SCN)4]2-等對Hg的沉淀析出不利，應予先除去。由于Ｈg的溶度積非常小，從理論上說，ＨgS沉淀法可使溶液中Ｈg2+離子，降至極微量，但HgS懸浮微粒很難沉降，而且分離自身有其局限性，致使殘留Ｈg濃度只能降至0.05mg/l左右,(剛達標)HgS泥渣如排放到環境中去,雖然HgS毒性不大,但經微生物的轉化（甲基化），可變成劇毒的甲基汞，因此，泥渣必須妥善處理。四、氧體沉淀法1、基本概念鐵氧體（Ferrite）是指具有一定晶體結構的復合氧化物，它具有高的導磁率和高的電阻率，是一種重要的磁性介質，其制造過程和機械性能類似陶瓷品，因而也叫磁性瓷，跟陶瓷質一樣，鐵氧體不溶于酸、堿、鹽溶液，也不溶于水。鐵氧體的磁性強弱及其它特性，與其化學組成和晶體結構有關。鐵氧體的晶格類型有七類，其中尖晶石型鐵氧體最為人們熟悉，尖晶石型鐵氧體的化學組成一般可用通式BO·A2O3表示,其中B代表二價金屬如Fe、Mg、Zn、Mn、Co、Ni、Ca、Cu、Hg、Bi、Sn等,A代表三價金屬,如Cr、Mn、V、Co、Bi、Ga、As等,許多鐵氧體中的A和B可能更復雜一些,由一種以上的金屬組成,其通式為(BxˊBˊˊ1-x)O·(AyA1-y)2O3由于陽離子的種類及數量不同,因而鐵氧體有上百種之多,但總的可分為天然礦物和人造產品兩大類,磁鐵礦(Fe3O4或Fe2O3)就是一種天然的尖晶石型鐵氧體。鐵氧體沉淀的工藝過程廢水中各種金屬離子形成不溶性的鐵氧體晶粒而沉淀析出的方法,叫鐵氧體沉淀法.其工藝過程包括配料、調PH值、充氧加熱、固液分離,沉淀處理等五個環節.A配料反應:為了形成鐵氧體,通常要有足夠的Fe2+和Fe3+重金屬廢水中，一般都或多或少地含有鐵離子,但大多數滿足不了生成鐵氧體的要求,通常要補加鐵離子,如投加FeSO4等或FeCl2等,投加二價鐵離子的作用有三個:①補充Fe2+；②通過氧化，補充Fe3+；③如果廢水中有Cr(Ⅵ),則Ｆe2+能夠將其還原成Cr3+,Cr3+作為鐵氧體形成的原料之一，同時Fe2+被氧化成Fe3+，做為三價金屬的部分加以利用。但在補加亞鐵之前，一定要進行水質分析，,根據廢水中的成分種類和數量決定FeSO4投加量。如在含鉻廢水新形成的鉻鐵氧體中，Ｆe2+和Fe3++Cr3+之摩爾比為1：2。一般投加量稍大于理論量的1.15。Ｂ加堿共沉淀：我們知道大多數金屬氫氧化物的Ksp很小，也就是說在ＰＨ值適宜時都能沉淀出來，反應速度較快，若ＰＨ＝8~9，各種難溶金屬氫氧化物可同時析出。含重金屬的廢水通常呈酸性，在投加FeSO4或FeCl2后，由于水解可使ＰＨ值下降，這不利于生成金屬氫氧化物沉淀，根據金屬離子種類不同，用NaOH調ＰＨ＝8－9，在常溫缺氧條件下，金屬離子以M(OH)、M(OH)3膠體形成同時沉淀出來，如Cr(OH)3、Fe(OH)3、Fe(OH)2和Zn(OH)2等，注意調ＰＨ值時，切不可采用石灰，原因是它的溶解度小而雜質多，未溶解的顆粒和雜質，混入沉淀中，影響鐵氧體的質量。Ｃ充氧加加熱轉化沉淀，為了調整二價和三價金屬離子的比例，要向廢水中通入空氣使部分Fe2+氧化成Fe3+，加熱可促使反應的進行，同時使氫氧化物膠體破壞和脫水分解，使之逐漸轉化為具有尖晶石型結構的鐵氧體。Fe(OH)3=FeOOH+H2OFeOOH+Fe(OH)2=FeOOHFe(OH)2FeOOHFe(OH)2+FeOOH=FeOFe2O3+2H2O廢水中其它金屬的氫氧化物的反應也大致與此相同，二價金屬離子占據部分Fe2+的位置，三價金屬離子占據部分Fe3+的位置，從而使其它金屬離子均勻地混雜鐵氧體的晶格中去，形成特性各異的鐵氧體。例如Cr3+離子存在時形成的鉻鐵氧體，FeO(Fe1+xCr1-x)2O3。加熱溫度要注意控制，溫度高，氧化反應過快，會使Fe2+不足而Fe3+過量，對鐵氧體的形成反而不利，一般認為加熱60－80℃，通氣時間為20min,比較合適。加熱充氧的方式有兩種：一是對全部廢水加熱充氧；另一種是先充氧然后將組成調整好了的氫氧化物沉淀分離出來，再對沉淀加熱，使脫水分解，結晶為鐵氧體。Ｄ固液分離，分離鐵氧體沉渣的方法有三種：沉淀過濾，離心分離，磁力分離。由于鐵氧體比重較大（4.4-5.2），采用沉降過濾和離心分離，都能獲得較好效果。由于鐵氧體微粒帶有磁性，采用磁力分離效果也好。Ｅ沉渣處理，根據沉渣組成、性能及用途不同，處理方式也各異a)

若廢水組成單純，濃度穩定，則其沉渣可作鐵淦（甘）氧磁體的原料，此時，沉渣進行水洗，除去Na2SO4等雜質；b)

供制耐蝕瓷器；c)

暫時堆置貯存。2、

氧體法處理電鍍廢水含鉻電鍍廢水主要含鐵離子和Ｃr(VI)離子，ＰＨ＝3－5，廢水同調節池進入反應槽，按FeSO47H2O:CrO3=16:1（重量比），投加FeSO47H2O,攪拌使其進行氧化還原反應,生成Cr3+和Fe3+離子，然后用ＮaOH調ＰＨ＝7－9，生成氫氧化物沉淀，呈墨綠色，加熱至60－80℃，通空氣曝氣20min，當沉淀呈黑褐色時，停止通氣，然后進行固液分離，廢水排放，沉渣經洗去鈉鹽后送去利用。根據實驗，廢水中CrO3含量為190－2800mg/lPH=3－5，經處理后的出水含六價鉻低于0.1mg/l,PH=6-7,沉興渣有良好的磁性，不溶于0.1NH2SO4、

HCl和NaOH溶液，也不溶于水和海水，每克鉻酐約可回收6g沉渣，處理一噸廢水（含鉻酐50－100mg/l）可獲得鐵氧體粉粉約0.3-0.6kg。鐵氧體沉淀法是70年代中期發展起來的一種廢水處理方法，初步研究和應用表明，它具有以下優點：①能一次脫除廢水中的大多數金屬離子，出水水質好，能達到排放標準；②設備簡單，操作方便；③FeSO4的投量范圍大，對水質適應性強；④沉渣易分離，易處置（回收利用或貯存）。缺點：①不能單獨回收有用金屬②消耗FeSO4量大，需NaOH和熱能，使處理成本高③出水中含Na2S4高1989年居里夫婦從瀝青鈾礦中發現了一種比Ｕ的放射性強百萬倍的新元素，取名為鐳（即放射性的意思）［希臘文］。Ra的開發曾促進了放射化學創建，即Ra在放射化學發展史及放性核素的應用上曾占有獨特地位，而今一個世紀已經過去了，隨著反應堆的建造，Ra逐漸被許多性能更為優良,價格低廉的人工放射性核素所取代,也就是說,Ra的生產與應用也似完成了它的使命,現在面臨的問題,不是Ra的開采，而是如何控制以減免Ra釋放到環境生態系統。∵Ra是新骨性元素，生物半衰期長，毒性大，進入人體主要蓄積在骨內，造成骨髓的損傷及造血組織的嚴重破壞，可引起骨腫瘤和白血病。Ｒa與U,Th礦共存，由于Ra在衰變過程中的反沖作用以及Ra的物理化學和結晶化學性質，它在礦石受地下水浸蝕時易被浸出，其流失量可達35％，因此在Ｕ、Th礦區的環境水和生物樣品中，Ra含量較多。五、其它沉淀法1、

鋇鹽沉淀法除鐳化學性質相近的混合物在溶江中結晶時，如能形成混合晶體，并且其組成任意可變，這種混合晶體稱為同晶，同晶要滿足三個條件：（1）

BaRa同為第二主族元素，化學性質相似；（2）ＢaSO4RaSO4化學物型相同Ｂa:S:O=Ra:S:O=1:1:4；BaRa的離子半徑相近，ＢaSO4RaSO4均屬正交晶子，晶格參數相近。就以ＢaSO4結晶時，微量的ＲaSO4與它形成同晶，可以把溶液中微量的Ra截帶下來，Ba鹽和Ｒa鹽的唯一區別是Ba鹽的溶解度比Ba鹽小，這樣進行躍龍化工丁Ra的分離。2、

碳酸鹽沉淀法除重金屬堿土金屬（CaMg）重金屬(MnFeCONiCuZnAgCdPbHg)的碳酸鹽都難溶于水，因此可用碳酸鹽法把這些離子從廢水中除去（Ksp=10-9~10-17）碳酸鹽沉淀法有三種不同的應用方式，適用于不同的處理對象1）

投加難溶碳酸鹽如CaCO3

Ksp=10-9利用沉淀轉化原理使喚中重金屬如Pb2+Ksp=7.4×10-14Cd2+Ksp=5.2×10-12Zn2+Ksp=1.4×10-11等離子生成濃度積更小的碳酸鹽而沉淀析出，這種方式用于除去重金屬離子。2）