煤洗废水处理---本科毕业设计.doc

中北大学2013届毕业设计说明书
1 引言
水资源是一种宝贵的稀缺资源，由于水资源在日常生活和生产中发挥着不可代替的作用，21世纪水资源问题已经不仅仅是资源问题，更成为关系到各个国家经济发展、社会进步和国家稳定的重要战略问题[1]。我国水资源总储量居世界第 6 位，约为2.81 万亿m3。但是由于我国人口基数巨大，人均水资源量仅为世界水资源人均占有量的1/4，不足2150m3，位列世界110位，是联合国认定的“水资源最为紧缺”的13个国家之一。目前我国水浪费现象十分严重，农业用水利用率为40%~50%，工业用水利用率仅为30%~40%，单位产品用水定额高，往往比发达国家高10倍以上，我国水环境污染状况也相当严重，废水排放总量、COD排放总量居高不下[2]。
我国是一个煤炭生产以及消耗的大国，其在能源消耗占有着巨大的比重，煤炭储量达1.5万亿吨，资源丰富，煤种齐全。长期以来，煤炭在一次能源生产和消费结构中占到70%以上，据专家估计，作为主要能源的煤炭在中国能源中的主导地位20年内不会改变[3]。我国开采的煤矿业很多，而煤炭开采过程中排放大量废水，就目前的情况讲，多半以上的煤矿企业未对产生的废水进行有效处理就直接排放，这样就导致了对环境造成了严重的污染，还引起了煤泥的大量流失，同时洗煤废水的排放造成了水资源的严重浪费。我国是一个水资源匮乏国家，据典型调查统计，我国煤矿平均吨煤排放水量为2.0~2.5吨。2003年产煤16.67 亿吨，估计排放水为34~42亿吨，约占全国工业废水排放量的15%以上。“产煤致渴”已成为我国水资源要面临的严峻问题，所以就要求对洗煤废水进行适当的处理，不仅可以保护环境，减少水资源的浪费，还可以为企业带来一定的经济效益[4]。
1.1 洗煤废水对环境的污染
（1）悬浮物的污染
悬浮物是洗煤废水中的主要污染因子。洗煤废水中的悬浮物严重超标，一般超标几十倍，有的甚至超标几百倍、几千倍。洗煤废水中的悬浮物主要是细小的煤粒和粘土类颗粒，这些悬浮物大量进入水域后，水体的浊度增加、透光度减弱，产生的危害主要是：
①使水体色度加深，透光性减弱，影响水生生物的光合作用，抑制其生长繁殖，妨碍水体的自净作用；
②悬浮固体可能堵塞鱼鳃，导致鱼类窒息死亡；
③由于微生物对有机悬浮固体的代谢作用，会消耗掉水体中的溶解氧；
④悬浮固体中的可沉固体，沉积于河底，造成底泥积累与腐化，使水体水质恶化；
⑤悬浮固体可作为载体，吸附其他污染物质，随水流迁移污染。
另外，水体受溶解固体污染后，使溶解性无机盐浓度增加，如作为给水水源，水味涩口，甚至引起腹泻，危害人体健康，故饮用水的溶解固体含量应不高于500 mg/L。工业锅炉用水要求更加严格。农田灌溉用水，要求不宜超过1000mg/L，否则会引起土壤板结[5]。
（2）煤的染色作用引起水体色度增加
煤作为一种特殊的染色体，在洗选和排放过程中，对水体具有一定的染色作用，造成水体色度增加。在洗煤废水排入的水系中，颜色皆呈黑色，不仅严重影响水的透明度，直接破坏自然环境，而且引起人们感官不悦、给人以污浊厌恶之感。
（3）大量选煤药剂残留
煤炭的洗选必须要加入各种不同的药剂，诸如起泡剂（松油、杂醇类等）、捕收剂（煤油、轻柴油等）、调整剂（酸、碱等）及絮凝剂（聚丙烯酰胺、聚合氯化铝等）等。在煤炭洗选过程中，部分药剂通过积累会残留在洗煤废水中，其中的油类物质在水面会形成一层油膜，使水体严重缺氧，严重影响水生植物和鱼类的生存和繁殖。由于洗水必须要循环利用，导致大量的高分子絮凝剂积累，使煤炭洗选过程药剂量过大，导致洗选产率降低[6]。
（4）各种金属离子的污染
煤炭颗粒和灰分中含有一些金属离子，洗选后有部分金属离子进入洗煤废水中。
因此，洗煤废水的直接排放，不仅严重的污染周围环境，还会造成大量煤泥的流失。如果洗煤废水经适当处理后回用于洗煤，不仅解决了环境污染问题，而且还会为企业带来显著的经济效益，其中包括回收煤泥所得、节省洗煤用水的水费和免交的排污费等费用。
1.2 洗煤废水处理存在的主要问题
洗煤水处理存在的主要问题有:
（1）厂内循环的洗煤水水质难以保证。很多煤炭生产企业一方面迫于煤炭监督生产部门以及环境保护部门的环境保护压力，不敢公然大面积使用露天洗煤；同时又碍于企业经济效益考虑分析，不愿意在高科技的洗煤设备商进行高额投入，因此在厂内闭路洗煤过程中的水质就很难保证[7]。
（2）进入煤炭生产系统的新鲜水量难以调节控制。
（3）对进入洗煤封闭系统内的煤炭数量以及煤粉的变动性很强，使得煤产品含水量与煤泥水之间的浓度引起变化，使得洗煤设备高压负荷运行。
（4）受资金技术场地的影响较大。
综合以上几个方面，可以看出在当今洗煤水处理过程中暴露出来的问题已经很现实性的摆在我们面前，必须要从经济社会发展全局从保护生态环境整体考虑加快洗煤水处理。
1.3 我国洗煤废水处理的发展方向
从当前洗煤业的现状看，有效治理洗煤水的措施，应从两个方向努力:
（1）治理设施的控制，建设大型的洗煤水处理池等配套设施。现在开采的煤矿很多，洗煤用的废水也多，污染越来越严重。应该根据煤炭性质应用相应的洗煤水处理工艺技术，在分析煤泥组成成分的基础上，制定洗煤方案。在排放废水之前，要对水质进行检验，提出有效地治理方案。重点通过净化工艺技术，层层过滤，使废水中的精煤颗粒与水分离，实现精煤回收和环境保护的目的。
（2）从洗煤生产线进行控制。有效控制治理洗煤废水的手段，要从洗煤水的生产线改造和工艺技术改造环节入手。通过淘汰传统的落后陈旧的生产线，增加投资研发新型环保的洗煤工艺技术生产线，避免或减少在洗煤工程中使用水源，从而达到环保节能提高企业社会经济效益的目的。
2 洗煤废水的概况
2.1 选煤技术概述
从地下开采出的原煤含有大量的杂质和灰分，如果直接燃烧，不仅会造成煤炭资源浪费，而且还会加重大气的环境污染。选煤是合理利用煤炭资源、保护环境的最经济和最有效的技术，是煤炭加工、转化为洁净煤燃料必不可少的基础和关键环节，通过选煤可以优化产品结构，提高利用效率。因此，国际上公认选煤是实现煤炭高效、洁净利用的首选方案。选煤的目的是去除原煤中含的杂质，提高煤炭的发热量和结焦性，降低灰分、硫分，并为减轻燃煤地区的大气污染创造条件。
全世界原煤平均入选比例在50%左右，但一些发达国家明显高于这一比例。如德国为95%，英国和澳大利亚为75%，俄罗斯为62.1%，南非为60%，波兰为50%，美国为55%（美国未洗选的原煤煤质较好，不需洗选即符合用户要求）[8]。由于这些国家原煤质好，分选方法先进，选煤设备性能可靠，因此，精煤产品质量高，炼焦精煤灰分小于7%，硫分小于1%，水分小于10%[9]。[中国原煤入选率低于世界平均水平，1995年全国原煤入选率仅为巧15.6%[10]，年末，全国原煤入选率上升到33.7%[11]，到2002年末，全国原煤入选率也仅达到35%。我国动力煤的入选率更低，到2000年末仅为14%。由于中国选煤技术和设备性能还没有完全达到发达国家的水平，并且有相当一部分原煤煤质低于发达国家，因此，炼焦精煤灰分和水分含量均高于上述发达国家，2000年全国共生产炼焦精煤105Mt，平均灰分9.5%，水分10.35%[12]。
选煤方法有许多种，概括起来可以分为干选和湿选两大类。
（1） 干选，主要是利用煤与研石的物理性质差别实现分选的。干选不用水，主要包括风选、拣选、摩擦选、磁选、电选、微波选、空气重介流化床选煤等，其中已实现工业应用的有空气重介流化床选煤和风力选煤。
流化床选煤可分为两类，一类是根据两种颗粒的粒度差别进行分离。其原理是：粒度大的块状物不参与流化，而粒度小的粉状物能够流态化，不参与流化的大颗粒沉在床底，能够流的小颗粒流态化后不断溢出床面，从而达到分离的目的；另一类是气固流化床对矿物的分选。其原理是：以微细颗粒作为固相加重质，形成具有一定密度的流化床层，不同密度组成的被分离矿物（由有用矿物与无用矿物组成）进入流化床层后按床层密度分层，轻者上浮，重者下沉，从而实现气固流化床对矿物的分选[13]。
风力选煤是以空气作为分选介质，在上升气流场中对煤炭按密度进行分选，其分选效果受入选物料的粒度、形状影响较大。风力分选设备主要有风力跳汰机和风力摇床。风力选煤具有适合于缺水地区的煤炭分选、无煤泥水处理系统、操作费用低、投资省等优点。但是，由于其适宜的入料煤粒级窄、分选密度下限高、效率低、工作风量大和粉尘污染严重等缺点，应用范围较小。由于湿选耗水量大，投资及生产费用高，因此，干选技术越来越受到研究人员的重视。如Douglas等人和Beeckninas等人均对流化床的气体分布器进行改进，使得分布器的孔径更小，气泡分布更均匀并更容易控制，大大改善了分选效果。Lvey等用气固流化床对微细煤粉进行分选，用磁铁矿粉作为固相加重质，在入料粒度小于0.55mm时，取得良好的效果。骆振福等人将磁场引入普通流化床，在一定的工艺和操作条件下，形成密度均匀稳定的磁稳定流化床，并用于细粒煤的分选。目前，中国矿业大学为实现全粒级(300~0mm)煤炭干法分选，正开展小于6mm细粒级振动空气介质流化床选煤技术大于50mm大块煤深床型空气介质流化床选煤技术、三产品双密度空气重介质流化床和小于1mm煤粉摩擦电选技术的研究。摩擦电选可分选下限小于0.043mm的微细煤粉，而且具有良好的脱硫降灰作用，可得到灰分小于2%的超低灰煤。
（2） 湿选，利用水或水与矿物组成的悬浮液选煤，包括跳汰、重介和浮游选煤三种方法。虽然湿法选煤耗水量大，费用高，但分选效果好，因此，目前广泛采用的是湿选。我国采用湿选方法选煤的选煤厂约占94%。
在20世纪80年代，国外基本以跳汰选为主，到90年代，重介选煤的比例已由第二位上升到第一位。如美国的重介选煤比例由原30%上升到45%，而跳汰选煤则由49%降至35%。目前美国的重介选煤比例己占66%，法国占60%，加拿大占56%。我国目前还是以跳汰选煤为主。目前我国研制的多次进气X系列复配脉动跳机可使分选下限最低达到0.125mm，并降低了顶水耗量[14]。
2.2 洗煤废水的产生
湿法选煤需要大量的水，以跳汰洗煤为例，每入选1t原煤约需3~5m3循环水，还需补加部分清水。而这些水经过洗选过程后就含有了大量的细小颗粒，通常把这种含有粒径小于1mm的悬浮粒子的洗煤水叫煤泥水，也叫洗煤废水。
洗煤废水可以分为两类，一类是煤质较好的原煤洗选时所产生的洗煤废水，另一类是地质年代较短，灰分和杂质含量较高的原煤洗选时所产生的洗煤废水；前一类废水所含的颗粒粒度较大，浓度较低，处理相对比较容易。这种洗煤废水采用浓缩沉淀的物理法就会得到有效处理，分离的清水可以回用洗煤。后一种洗煤废水中含有大量的煤泥颗粒，不仅粒度小，浓度高，而且颗粒表面带有较强的负电荷，是一种稳定的胶体体系。因此，该种洗煤废水久置不沉，难于处理。这种洗煤废水的处理目前一般采用混凝沉淀的方法。
2.3 洗煤废水的主要污染物
煤泥废水中的主要污染物为：悬浮物、油类物质和有机药剂几种。
（1）悬浮物
选煤废水中的含有大量的悬浮物，它是一种主要的污染物，该种选煤废水污染物是由高岭土、煤粉等细微的矿物颗粒组成。由于煤炭中的有机物以黑色为主，且拥有特殊变色性，造成水质颜色发生变化，且透光性差。
（2）油类物质
轻柴油和煤油等浮选药剂的大量使用，以及设备漏油、清洗等原因残留在煤炭，而在煤炭清洗过程中致使洗煤水含有各种数量不等的油类物质。
（3）有机药剂
通常在煤炭洗选过程中，会经过过滤、脱水、浓缩和浮选等煤泥水的闭路循环处理，该环节中会添加抑制剂、絮凝剂、起泡剂等各种药剂，并在清洗过程中残留到洗煤废水中，造成水质污染。
针对上述煤泥水污染物，可以选取洗煤废水中的悬浮物、pH等作为主要的污染物和相应的控制指标加以处理。在洗煤水中可能会含有锰、铁等，因此，我国将这两种洗煤水污染物一并纳入限值指标之中。
2.4 国内外洗煤厂废水处理现状
洗煤废水处理的目标就是泥水分离，即不仅要得到清洁、适合洗煤标准的用水，做到洗煤水的闭路循环，而且还要得到含水率低、易于脱水的煤泥[15]。随着近几年环保意识的增强和环保要求的提高，各级部门及选煤企业更要求洗煤废水必须达到闭路循环。但由于洗煤废水处理难度较大，多年来，世界各国能源化工专家、环保专家始终将洗煤废水的处理与回用做为工业废水处理的一个重点内容进行专项研究。
2.4.1 国外洗煤废水处理现状
目前，世界上一些产煤大国如俄罗斯、美国、德国、英国、澳大利亚、乌克兰、南非、波兰等基本上实现了洗煤废水的零排放，分离出来的煤泥也得到了有效的利用。其原因是这些国家煤泥分选设备性能优良，入选原煤的煤质总体较好，所产生的洗煤废水的浓度较低，且灰分含量少，所以处理效果较好，基本实现了闭路循环。但是这些国家对高浓度洗煤废水的处理技术研究却较少，也没有非常成熟的经验，且在洗煤废水处理所用的凝聚药剂比较单一，主要是有机高分子絮凝剂，而由于该絮凝剂的价格较高，单独投加其处理的成本也较大[16]。因此，国内洗煤废水的处理不能照搬国外的经验，应结合我国的实际情况，研制开发出高效低耗的处理技术，以满足当前蓬勃发展的煤化工生产需求。
2.4.2 国内洗煤废水处理现状
我国近几年虽然对选煤厂的洗煤废水处理系统进行了改造，但由于我国原煤入选量较大、选煤处理工艺不完善等因素的影响，洗煤废水的处理还存在许多问题。目前，投加混凝剂和絮凝剂处理洗煤废水是我国常用的一种处理方法，所采用的药剂主要有：无机盐类混凝剂、有机高分子絮凝剂、无机高分子絮凝剂。常用的无机盐类混凝剂主要有铝盐、铁盐等[17]。单独投加无机盐类混凝剂一般情况下难以保证洗煤废水的处理效果。常用的有机高分子絮凝剂主要是聚丙烯酰胺或其衍生物的高聚物或共聚物。实际工程中常常是将无机盐类混凝剂和有机高分子絮凝剂配合使用或者采用聚合硫酸铁、聚合氯化铝、聚硅硫酸盐、聚合氯化铝铁等无机高分子絮凝剂处理洗煤废水[18]。
李瑞琴[19]为了考察石灰、碱式氯化铝和聚合氯化铝铁3种不同凝聚剂对选煤厂煤泥水的沉降作用,对相同用量的3种药剂做了煤泥水沉降对比试验。实验结果发现，在相同条件下,加人聚合氯化铝铁（PAFC）的煤泥水沉降速度最快,其上清液浓度最低。
白青子[20]利用以硫酸亚铁为原料,通过固相化学反应的方法研制而成的新型铁系无机高分子净水剂聚氧硫酸根合高铁与聚丙烯酰胺（PAM）联合使用处理洗煤废水后，颗粒凝聚效果好，沉降迅速，处理后水质较清，透光率为83%，可循环使用；副产品煤泥，还可用于生产型煤，节省粘接剂和添加剂。
李亚峰等[21]人开展了电石渣—聚丙烯酰胺（PAM）处理洗煤废水实验研究。实验研究结果以及实际工程应用效果表明，电石渣与聚丙烯酰胺配合使用,对洗煤废水具有较好的混凝效果。当聚丙烯酰胺的投加量达到20mL时,清水分离率达到40%, 污泥比阻值降到1.8×1010m/kg，且处理后煤泥水的各项指标均能达到国家排放标准,且能满足洗煤工艺的用水要求。实验中还发现，单独使用聚丙烯酰胺时对洗煤废水没有絮凝作用，而与电石渣一起使用却发挥了絮凝作用，这说明电石渣在洗煤废水的混凝中起着非常重要的作用。
李春晓等[22]人研究了一种以植物木粉为原料，通过与醚化剂接枝共聚制得的易降解且不产生二次污染的天然改性植物阳离子絮凝剂处理洗煤废水。研究表明，常温下，当pH=6~8，该絮凝剂和聚铝的投入量分别为10mg/L和5mg/L时，洗煤废水的浊度、CODCr、固体悬浮物的去除率分别可达到96.8%、69.3%、97.9%。
刘科峰等[23]人利用自行开发的新型混凝剂BH-1、BH- 2对洗煤废水进行处理。新型混凝剂BH-1的成分主要由有机高分子絮凝剂组成，BH-2主要由无机混凝剂组成。实验结果表明，新型复合混凝剂是有机与无机的复合物，对洗煤废水具有良好的处理效果，与其他混凝剂相比，絮凝速度快，形成矾花大，BH- 1以19.3mg/L的量投加，BH-1与BH-2按照约1:6的比例进行配比，其混凝效果达到最佳状态；使用新型混凝剂进行混凝试验时，沉淀时间短，15min时效果就很明显，浊度去除率可达到96.50%以上，且新型混凝剂处理洗煤废水时与同类型的混凝剂相比价格便宜，约0.19元/m3，经济效益较高，适于大规模的生产使用。
符建中等[24]人研制开发的无机高分子铁钙铝混凝剂(PFCA)对洗煤废水的处理具有理想的效果，并且节省PAM的用量。
由此可知，洗煤废水处理目前面临的最大问题是如何选择合适的处理药剂，使其不仅能得到循环利用的洗煤用水，更得到燃值很高的煤泥。
3 目前污水的处理工艺
3.1 污水处理的主要方法
对于污水的各种处理技术，按照其方法原理可分为以下三类：
3.1.1 物理方法
利用物理作用分离、去除污水中呈悬浮状态的污染物质，处理过程中不改变污染物的化学性质。常用的物理方法有格栅、筛网、过滤、沉淀、气浮和离心分离等。其优点在于工艺简单，费用低廉，但处理效果较差，一般作为污水的预处理和初级处理。
3.1.2 化学方法
通过化学反应去除污染物或改变污染物的性质，使之无害化。主要处理方法有中和、化学沉淀、氧化还原、电解、离子交换、化学吸附、电渗析等。化学方法处理效果较好，但运行费用较高，有些化学药剂具有生物毒性，易造成二次污染。
3.1.3 生物方法
利用自然界中各种微生物的代谢作用将污水中的有机污染物分解、转化为无机物，使污水得到净化。生物处理是目前应用最广泛且有效的一种方法，分为好氧处理和厌氧处理两大类，好氧处理又包括活性污泥法和生物膜法，活性污泥法中的微生物无附着体，呈悬浮状态，而生物膜法的微生物有固定的附着载体，微生物可以附着在上面形成生物膜。生物处理方法的优点是效果较好，费用低廉，仅相当于化学方法所需费用的1/3~1/2，缺点在于占地面积较大，处理时间长，不能有效处理难降解工业废水[25]。
目前我国城市污水处理技术通常采用二级生化处理法，其工艺构成多种多样，主要有：活性污泥法、A/O法、AB法、氧化沟、SBR法以及生物膜法（例如生物接触氧化法、生物转盘、生物滤池等）。目前国内大型污水处理厂多采用活性污泥法，中小型污水处理厂则根据各自不同的进水水质和处理要求，往往选择不同的工艺方法。当进水中主要污染物是易降解的有机物时，大都采用生物处理法；如进水中工业废水比重很大，难降解有机物含量高时，污水可生化性差，可考虑采用物化法；当有机物浓度高时，采用AB法或厌氧—好氧工艺比较有利；当有机物浓度低时，采用延时曝气工艺有优势；当要求出水脱磷脱氮时，宜选用A/O工艺、A2/O工艺；当要求出水脱磷较严时，可选用化学除磷或糖降解工艺[26]。
3.2 传统处理污水的主要工艺
传统污水三级处理工艺，主要的工艺单元有石灰澄清、重碳酸化、絮凝、沉降、过滤和气浮等。根据具体污水排入物质的成分的不同，处理方式有所差异。传统处理工艺存在着工艺复杂、水利用率低、化学品消耗量大的弊病，而且由于无法彻底去除生物絮体及胶体物质，致使清洗频繁，影响了出水水质。90年代以来污水生物处理新工艺、新技术的研究开发应用取得了很大成就，许多新工艺应运而生，这些新工艺的共同特点是：高效、稳定节能，并具有脱氮除磷等多功能[27]。较典型的工艺有：
3.2.1 A2/O工艺
该工艺是厌氧、缺氧、好氧生物脱氮除磷工艺的简称，是70年代由美国专家在厌氧-好氧除磷工艺(A/O)的基础上开发的。
3.2.2 SBR工艺（序列间歇式活性污泥法）
SBR是一种按间歇曝气方式来运行的活性污泥污水处理技术，又称序批式活性污泥法。SBR实际上是出现最早的活性污泥法，70年代出现于美国，经过20年的研究开发革新，将可变容积活性污泥法过程和生物选择器原理进行有机结合，成为改良型的SBR工艺[28]。
3.2.3 CMF工艺（连续膜过滤技术）
CMF技术的核心是高抗污染膜以及与之相配合的膜清洗技术，可以实现对膜的不停机在线清洗清洗，从而做到对料液不间断连续处理，保证设备的连续高效运行。CMF目前主要用于大型城市污水处理厂二沉池生水的深度处理回用，海水淡化或大型反渗透系统的预处理、地表水地下水净化、饮料澄清除浊等[29]。
3.2.4 MBR工艺（膜生物反应器）
膜生物反应器是膜分离技术和生物技术结合的新工艺。用在污水废水处理领域，利用膜件进行固液分离，截留的污泥或杂质回流至（或保留） 在生物反应器中，处理的清水透过膜排水，构成了污水处理的膜生物反应器系统，膜组件的作用相当于传统污水生物处理系统中的二沉池。MBR中使用的膜有平板膜 管式膜和中空纤维膜，目前主要以中空纤维膜为主[30]。
3.2.5 RO工艺（反渗透技术）
反渗透技术是20世纪60年代初发展起来的以压力为驱动力的膜分离技术。该技术是从海水、苦咸水淡化而发展起来的，通常称为“淡化技术”。由于反渗透技术具有无相变，组件化、流程简单，操作方便、占面积小、投资少、耗能低等优点，发展十分迅速[31]。
3.2.6 BAF工艺（曝气生物滤池工艺）
BAF 是20世纪80年代末90年代初在普通生物滤池的基础上，借鉴给水滤池开发的污水处理新工艺，其最大特点是集生物接触氧化和过滤于一体，省去了二沉池，工艺更为简单。
在滤池中填装一定量粒径较小的粒状滤料，滤料表面及滤料内部微孔生长生物膜 滤池内部曝气，污水流经时，利用滤料上高浓度生物量的强氧化降解能力对污水进行快速净化，此为生物氧化降解过程；同时，污水流经时，利用滤料粒径较小的特点及生物膜的生物絮凝作用，截留污水中的大量悬浮物，且保证脱落的生物膜不会随水漂出，此为截留作用；当滤池运行一段时间后，因水头损失增大，需对其进行反冲洗，以释放截留的悬浮物并更新生物膜，使滤池的处理性能得到恢复，此为反冲洗过程。一般说来，曝气生物滤池具有以下特征：①用粒状填料作为生物载体；②明显区别于一般生物滤池及生物滤塔；③高水力负荷、高容积负荷及高的生物膜活性；④具有生物氧化降解和截留SS的双重功能，生物处理单元之后不需再设二次沉淀池；⑤需定期进行反冲洗，清洗滤池中截留的SS，同时更新生物膜[ 32]。
曝气生物滤池主要分为以下三种形式：
（1）BIOFOR滤池
BIOFOR滤池底部为气水混合室，混合室之上为长柄滤头、曝气管、垫层、滤料。它所用的滤料为比重大于1的沉没式轻质陶粒，密度大于水，自然堆积。BIOFOR运行时一般采用上向流，污水从底部进入气水混合室，经长柄滤头配水后通过垫层进入滤料，在此进行BOD、COD、氨氮、SS的去除。反冲洗时，气、水同时进入气水混合室，经长柄滤头配水、气后进入滤料，反冲洗出水回流入初沉池，与原污水合并处理。BIOFOR采用上向流(气水同向流) 的主要原因有：①同向流可促使布气、布水均匀；②若采用下向流，则截留的SS主要集中在填料的上部。运行时间一长，滤池内会出现负水头现象，进而引起沟流，采用上向流可避免这一点；③采用上向流，截留在底部的SS可在气泡的上升过程中被带入滤池中上部，加大填料的纳污率，延长了反冲洗间隔时间。本设计采用BIOFOR滤池。
（2）BIOSTYR滤池
BIOSTYR和BIOFOR不同的是采用密度小于水的滤料，一般为聚苯乙烯小球。运行时采用上向流，在滤池顶部设格网或滤板以阻止滤料流出，正常运行时滤料呈压实状态，反冲时采用气水联合反冲，反冲水采用下向流以冲散被压实的滤料小球，反冲出水从滤池底部流出。
（3）BIOCARBONE滤池
污水从滤池上部流入，下向流流出滤池。在滤池中下部设曝气管进行曝气，曝气管上部起生物降解作用，下部主要起截留SS及脱落的生物膜的作用。运行中，因截留了SS及生物膜的生长，水头损失逐渐增加，达到设计值后，开始反冲洗。一般采用气水联合反冲，底部设反冲洗气、水装置。BIOCARBONE属早期曝气生物滤池，其缺点是负荷仍不够高，且大量被截留的SS集中在滤池上端几十厘米处，此处水头损失占了整个滤池水头损失的绝大多数，滤池纳污率不高，容易堵塞，运行周期短。
以上为曝气生物滤池主要的三种形式，在世界范围内都有应用。其中BIOCARBONE为早期形式，目前大多采用BIOFOR滤池和BIOSTYR滤池。BIOFOR的滤料——球状轻质陶粒已实现国产化。
BAF作为一种膜法污水处理新工艺，与传统活性污泥法和接触氧化法相比，具有以下的优点：
①具有较高的生物浓度和较高的有机负荷。
②工艺简单 出水水质好。
③抗冲击负荷能力强。由于整个滤池中分布着较高浓度的微生物，其对有机负荷、水力负荷的变化不象传统活性污泥那么敏感，同时无污泥膨胀问题。
④氧的传输效率高。
⑤易挂膜启动快。
⑥菌群结构合理
⑦自动化程度高。
⑧脱氮效果好[33]。
3.3 常规洗煤废水处理方法
在六七十年代，很多选煤厂都将煤泥水直接排入煤泥沉淀池，有的外排流掉。有的为了回收煤泥，在进行简单的沉淀处理，澄清后的水便循环利用或外排。废水中细小的煤泥颗粒、粘土颗粒等，很难静沉。为此，煤泥颗粒在循环的过程中不断细化，就会造成循环水SS浓度的提高，严重影响甚至破坏正常的选煤工艺，此时就不得不外排一部分高浓度洗煤废水，或者加入大量的清水进行稀释。这样也造成了洗水的不平衡，无法实现清洗水的团路循环，既造成了环境的污染，又导致了煤泥的流失，形成资源浪费。
3.3.1 混凝沉淀法
目前洗煤废水处理应用的混凝沉淀法最多，是一种广泛使用的方法。它在具体的处理过程中，应针对不同的洗煤废水性质，而采用不同的絮凝剂。混凝沉淀法处理洗煤废水具有很好的处理效果，SS去除率高。与重力浓缩沉淀法相比，能有效保证洗水的闭路循环，即使废水外排也基本能达到排放标准，优点较多。但是，一般混凝沉淀法的絮凝荆用量较大，药剂费用也较高，对水处理设各有一定的腐蚀性。所形成的絮体密实度不高，其含水率较大，也不利于过滤和压滤脱水工艺的进行。
煤泥水的主要特点是浓度高粒度细灰分高、颗粒表面多数带负电荷。同性电荷间的斥力使得这些颗粒在水中保持胶体的分散状态，它们在水中不仅受重力的作用，还要受到布朗运动的影响。此外，由于煤泥水中固体颗粒界面之间的相互作用，使得煤泥水性质复杂化，它不仅具有悬浮液的特点，还具有胶体的某些性质。正因为这些胶体粒子带有电荷，阻止了煤泥颗粒间的相互凝聚，并使得洗煤废水不能发生自然凝聚。因此，为了达到洗煤废水泥水分离的目的，必须投加合适的混凝剂破坏胶体的稳定性，降低ζ电位。
混凝沉淀法是在混凝剂的作用下，使废水中的胶体和细微悬浮物凝聚成絮凝体，然后予以分离除去的水处理法。混凝澄清法在水处理中的应用是非常广泛的，它既可以降低原水的浊度、色度等水质的感观指标，又可以去除多种有毒有害污染物。
3.3.2 重力浓缩沉淀法
在重力浓缩沉淀法的水处理中，一般常选用沉淀池、浓缩机等工艺。在淮北矿业集团公司的某些选煤厂煤泥水处理工艺中，煤泥水有的通过捞坑进入浓缩机后，其溢流固体含量不超过10g/L；有的系统采用斜管沉淀池，处理后煤泥水流量为350m3/h，使用了3个30m2的方形池，；表面负荷竟达4m3/(m2．h)，洗煤废水SS浓度为26.67g/L。在日本，个别选煤厂采用2台深锥浓缩机，溢流水再由沉淀池进一步处理；有的在耙式浓缩机中加入斜板，使溢流水中SS浓度从150g/L降至50g/L。可见采用自然沉淀法处理洗煤废水时，表面负荷低、占地面积大，废水处理后悬浮物浓度依然较高，而达不到废水排放的浓度标准。
但是，混凝沉淀法与重力浓缩沉淀法也存在一定的缺陷，所以选择有效的沉淀浓缩技术，也是处理好洗煤废水和实现废水闭路循环的关键问题[34]。
4 洗煤厂废水处理及回用工艺设计
4.1 洗煤废水的处理及回用方案设计
4.1.1 工艺流程
本课题为洗煤厂废水处理及回用工艺设计，以某洗煤厂洗煤废水作为处理对象，洗煤废水呈弱碱性，悬浮物浓度和COD浓度很高，颗粒表面带有较强的负电荷，细小颗粒含量大，且过滤性能不好，采用絮凝沉淀和BAF组合的处理工艺为主要工艺。通过对洗煤厂废水的回用处理，控制废水中污染物的排放，提高污水的利用率，将处理后的出水全部回用于洗煤生产过程。
工艺流程图如下：

图4.1 洗煤废水处理流程图
4.1.2 工艺流程说明
（1）废水部分：洗煤废水通过格栅进入pH调节池，调节pH之后流入絮凝池，加药混凝之后流入沉淀池，沉淀后的废水流入调节池，经提升泵泵入分配井，由分配井均匀分配至4个BAF滤池，经生化反应降解COD后，BAF滤池出水至贮水池，最后贮水池出水经出水池全部回用于洗煤生产过程。反冲洗水由贮水池泵入BAF滤池，反冲洗的出水流回沉淀池。
（2）污泥部分：污泥来自于沉淀池，流入污泥浓缩池，经脱水后外运。
（3）空气部分：由工艺曝气鼓风机在BAF滤池的底部连续鼓入进行生化反应所需的空气，BAF滤池的反冲洗空气由反冲洗罗茨鼓风机提供。
（4）加药部分：pH调整池中加入烧碱，絮凝反应池中加入PAC和PAM。
5 主体构筑物设计
原始资料：设计水质水量及排放标准
洗煤废水水量：Q=30000 m3/d；进水水质：SS=2000mg/L；COD=300mg/L；BOD=200mg/L。
出水水质：处理后的废水应达到国家《污水综合排放标准》（GB8978—1996）二级标准，其主要水质指标为：COD≤10mg/L；SS≤10mg/L；pH=6.5~9；BOD≤10mg/L；COD去除率≥90%；BOD去除率≥95%；SS去除率≥99%。
5.1 格栅设计
5.1.1 确定栅前水深
设计流量Qmax=30000 m3/d=0.347m3/s
最优水力断面公式 （5-1）
式中：——最大设计流量，m3/s；
——栅前水深，m；
——栅前流速，m/s；设=0.7m/s；
根据式5-1可得

栅前水深 （5-2）
式中：——栅前水深，m；
则
5.1.2 栅条的间隙数
（5-3）
式中：——格栅倾角，°，设=60°；
——栅条间隙，m，设=0.021m；
——过栅流速，m/s，设=0.9m/s；
——栅前水深，m；
格栅设两组，按两组同时工作设计，一格停用，一格工作校核。
则 个
5.1.3 栅槽宽度
栅槽宽度一般比格栅宽0.2~0.3m，取0.2m；
（5-4）
式中：──栅槽宽度，m；
──栅条的宽度，m，设；
则
5.1.4 进水渠道渐宽部分的长度
（5-5）
式中：──进水渠道渐宽部分的长度，m；
──进水渠展开角，°，设=20°；
则
5.1.5 栅槽与出水渠道连接处的渐窄部分长度
(5-6)
式中：──栅槽与出水渠道连接处的渐窄部分长度,m；
则
5.1.6 通过格栅的水头损失
（5-7）
式中：──通过格栅的水头损失，m；
──计算水头损失，m；
──系数，格栅受污染物堵塞时水头损失增大倍数，一般采用；
根据
和式
式中：──重力加速度，m/s2；
──阻力系数，与栅条断面形状有关，当栅条断面为矩形断面时；
可得

5.1.7 栅后槽总高度
（5-8）
式中：──栅后槽总高度，m；
──栅前渠道超高，m；设=0.3m；
则
5.1.8 栅槽总长度
（5-9）
式中：──栅槽总长度，m；
──栅前渠道深，m；，m；
则
5.1.9 每日栅渣量
(5-10)
式中：──每日栅渣量，m3/d；
──栅渣量，m3/103m3 ，格栅间隙为21mm时，设=0.07 m3/103m3；
──总变化系数，=1.5；
则
所以宜采用机械格栅清渣。
5.2 pH调节池设计
pH调节池中加入烧碱，调节pH至最佳反应pH，提供后续混凝反应的环境。
5.2.1 pH调节池的有效容积
(5-11)
式中：──pH调节池的有效容积，m3；
──水流量，m3/d，；
──水力停留时间，h，设；
则
5.2.2 pH调节池面积
（5-12）
式中：──pH调节池的面积，m2；
──有效水深，m；设；
则
设两座pH调节池，每座取长为30m，宽为25m，超高为0.5m
所以Ph调节池的尺寸为
5.2.3 提升泵的选型
(1)污水经提升后进入隔油池，气浮池，然后自流通过SBR池，生物接触氧化池。设计流量为Q=1250m3/h。
(2)污水提升前水位为-1.4m，污水总提升扬程为：1.8+4.93+3.25＝9.98m。
选4PWL污水泵3台，另备用1台，单台泵提升能力72～120m3/h，扬程12～10.5m，电动机功率7.5Kw，转速960r/min，外形尺寸。
5.3 絮凝反应池的设计
在混凝反应池中进行混凝加药，这里投加的药剂为PAM和PAC。混凝均匀后进入沉淀池进行混凝沉淀，混凝混合反应池池底设置ZJ-470型折板浆式搅拌机一台，对废水进行搅拌混匀。本设计采用的是隔板絮凝反应池。
5.3.1 絮凝反应池有效容积