權利要求書： 1.一種簡易處理含重金屬離子酸性礦山廢水的系統，其特征在于，包括依次相連的酸性礦山廢水收集池、進水管路、蠕動泵、反應主體、出水管路和沉淀池；

所述石英砂填充層Ⅰ、石英砂填充層Ⅱ和中和反應發(fā)生層構成反應主體，反應主體置于亞克力柱內，亞克力柱是一個直徑5cm、內徑4cm，高35cm的圓柱體，所述中和反應發(fā)生層均勻分布4個取樣口；所述中和反應發(fā)生層填充有煅燒菱鎂礦細顆粒和松木刨花的混合物；

酸性礦山廢水收集池里面含重金屬離子的酸性礦山廢水通過進水管路，流經蠕動泵，以垂直向上的流動方式依次流入石英砂填充層Ⅰ、中和反應發(fā)生層、石英砂填充層Ⅱ，最后流出通過出水管路進入沉淀池。

2.根據權利要求1所述的簡易處理含重金屬離子酸性礦山廢水的系統，其特征在于，所

2+ 3+ 2+ 2+ 2+ 2+

述重金屬離子包括Fe 、Al 、Mn 、Cu 、Zn 、Cd 。

3.根據權利要求1所述的簡易處理含重金屬離子酸性礦山廢水的系統，其特征在于，所述亞克力柱進水口端和出水口端分別鋪有一層200目的細紗網。

4.根據權利要求1所述的簡易處理含重金屬離子酸性礦山廢水的系統，其特征在于，所述石英砂粒徑為1?2mm，填充在鋪有細紗網的亞克力柱頂部和底部，厚度1cm。

5.根據權利要求1所述的簡易處理含重金屬離子酸性礦山廢水的系統，其特征在于，所述煅燒菱鎂礦細顆粒粒徑＜0.15mm，煅燒菱鎂礦細顆粒與松木刨花均勻混合填充至中和反2

應發(fā)生層，松木刨花面積0.5?2cm。

6.根據權利要求5所述的簡易處理含重金屬離子酸性礦山廢水的系統，其特征在于，所述中和反應發(fā)生層填充高度33cm，每填充1cm需要將亞克力柱中混合介質夯實。

7.一種簡易處理含重金屬離子酸性礦山廢水的方法，其特征在于，包括如下步驟：S1：將天然菱鎂礦破碎、研磨，得到約為0.5?3mm菱鎂礦顆粒；

S2：將S1中菱鎂礦顆粒置于馬弗爐中以700℃溫度煅燒60min，待冷卻至室溫后，將其磨細過100目篩，制成菱鎂礦細顆粒；

S3：將煅燒菱鎂礦細顆粒與松木刨花按照質量比1：1進行填充；

S4：將含重金屬離子的酸性礦山廢水引入中和反應發(fā)生層中，水力停留時間12h。

說明書： 一種簡易處理含重金屬離子酸性礦山廢水的系統和方法技術領域[0001] 本發(fā)明涉及廢水處理技術領域，具體涉及一種簡易處理含重金屬離子酸性礦山廢水的系統和方法。背景技術[0002] 酸性礦山廢水是一種極端的水體污染現象，水體呈極端酸性、高濃度硫酸根和重金屬等特點，能夠腐蝕基礎設施、污染水源和危害水生生物。一旦通過食物鏈進入人體，將威脅人類健康。酸性礦山廢水通常產生在礦井關閉后，由于地下水水位回彈，廢棄礦坑、巷道與工作面遭淹沒，煤巖層原生礦物組分以及遺留井下的廢棄設備、物料及殘留污染物極易造成地下水污染，受污染的礦井水排入地表后會對周邊水體及土壤環(huán)境造成極大的污染，對生態(tài)環(huán)境造成破壞。研究表明，廢棄礦井中的酸性礦山廢水能持續(xù)產生上百年，因此酸性礦山廢水治理是一個長期的過程，需要高昂的治理成本。[0003] 處理含重金屬離子酸性礦山廢水的技術種類較多，主要包括吸附法、微生物法、硫化沉淀法、人工濕地法和中和沉淀法。在這些方法中，中和沉淀法由于具有工藝流程簡單、操作方便和堿性材料來源廣泛等優(yōu)勢被廣泛使用。中和沉淀法去除酸性礦山廢水中重金屬離子主要是通過利用堿性物質提高酸性廢水pH，使金屬離子與堿性物質發(fā)生化學反應生成難溶性的金屬氫氧化物和碳酸鹽沉淀得以去除。傳統的中和沉淀處理工藝通常使用堿性工業(yè)化學物質和天然堿性物質，如石灰石(CaCO3)、熟石灰(Ca(OH)2)、氧化鈣(CaO)等中和酸性礦山廢水。但是使用石灰石、熟石灰一類物質處理酸性礦山廢水時會產生大量含水量高的污泥，并且由于難以從廢物中回收重金屬，使得污泥沒有經濟價值。為了防止污泥中的重金屬再次溶解并釋放到環(huán)境當中，需要對污泥進行填埋處置，這無疑增加了處理成本。[0004] 同時，當酸性礦山廢水中含有Fe2+、Al3+(＞1mg/L)時，隨著系統的運行，石灰石顆粒會被生成的石膏、無定形氫氧化鐵(鋁)包裹，從而造成石灰石的鈍化，阻止石灰石的進一2+ 3+

步溶解，從而導致處理系統的失效。若酸性礦山廢水中Fe 、Al 的濃度增大，會加快該系統的失效，造成堿性材料的浪費，致使無法準確定量所需石灰石材料。此外，石灰石提供的堿

2+

度有限，只能承受較低的金屬濃度或酸性負荷，無法有效去除Mn ，需要進行二次處理以去

2+

除水中的Mn ，如添加錳砂，但錳砂吸附的重金屬離子還存在再次釋放的環(huán)境風險。

發(fā)明內容[0005] 本發(fā)明的目的是為了克服基于石灰石粗顆粒溶解的酸性礦山廢水處理系統，產污體積大、易堵塞、反應介質易包殼不利于長期運行等特點以及現有含錳酸性礦山廢水中除錳效率低的問題，提供一種簡易處理含重金屬離子酸性礦山廢水的系統和方法，能夠高效去除廢棄礦井涌水中重金屬離子，且成本低。[0006] 本發(fā)明采用如下技術方案：[0007] 本發(fā)明的第一方面提供了一種簡易處理含重金屬離子酸性礦山廢水的系統，其特征在于，包括依次相連的酸性礦山廢水收集池、進水管路、蠕動泵、反應主體、出水管路和沉淀池；[0008] 所述石英砂填充層Ⅰ、石英砂填充層Ⅱ和中和反應發(fā)生層構成反應主體，反應主體置于亞克力柱內，亞克力柱是一個直徑5cm、內徑4cm，高35cm的圓柱體，所述中和反應發(fā)生層均勻分布4個取樣口，用于采集水樣、進行水質監(jiān)測，根據實際情況進行取樣分析；所述中和反應發(fā)生層填充有煅燒菱鎂礦細顆粒和松木刨花的混合物。[0009] 優(yōu)選的，重金屬離子包括Fe2+、Al3+、Mn2+、Cu2+、Zn2+、Cd2+。[0010] 優(yōu)選的，所述的連通方式使酸性礦山廢水收集池里面含重金屬離子的酸性礦山廢水通過進水管路，流經蠕動泵，以垂直向上的流動方式依次流入石英砂填充層Ⅰ、中和發(fā)生層、石英砂填充層Ⅱ，最后流出通過出水管路進入沉淀池，這種設計讓系統中的煅燒菱鎂礦能得到充分的利用，提高了堿性材料的利用率。[0011] 所述亞克力柱進水口端和出水口端分別鋪有一層200目的細紗網。目的是防止在實驗過程中填料堵塞蠕動泵管道。[0012] 優(yōu)選的，所述石英砂粒徑為1?2mm，填充在鋪有細紗網的亞克力柱頂部和底部，厚度1cm，目的是為了均勻布水和防止填料堵塞出水口。[0013] 優(yōu)選的，所述煅燒菱鎂礦細顆粒粒徑＜0.15mm，煅燒菱鎂礦細顆粒與松木刨花均2

勻混合填充至反應主體中，松木刨花面積0.5?2cm ，松木刨花主要起到增加系統滲透系數的作用。

[0014] 優(yōu)選的，所述中和反應發(fā)生層填充高度33cm，每填充1cm需要將柱中混合介質夯實，以防止在實驗運行過程中填料發(fā)生斷層，導致優(yōu)先流的產生，影響處理效果。[0015] 本發(fā)明的第二方面提供一種簡易處理含重金屬離子酸性礦山廢水的方法，包括如下步驟：S1：將天然菱鎂礦破碎成粒徑約為0.5?3mm的顆粒；S2：將S1中菱鎂礦顆粒置于馬弗爐中煅燒，待冷卻至室溫后，將其磨細至過100目篩，制成菱鎂礦細顆粒；S3：將煅燒菱鎂礦細顆粒與松木刨花按照質量比1：1(50g:50g)進行填充；S4：將含重金屬離子的酸性礦山廢水引入中和反應發(fā)生層中，水力停留時間12h。[0016] 本發(fā)明的有益效果：[0017] (1)本發(fā)明提供的去除酸性礦山廢水中重金屬離子的方法，向酸性礦山廢水中投加改性菱鎂礦，菱鎂礦溶解釋放堿度，金屬離子與堿性物質發(fā)生化學反應生成不溶性的金2+ 3+ 2+ 2+ 2+ 2+

屬氫氧化物和碳酸鹽，可穩(wěn)定高效去除酸性礦山廢水中Fe 、Al 、Mn 、Cu 、Zn 、Cd 等重金屬離子。

[0018] (2)酸性礦山廢水具有極端酸性，排入河流中，會殺死水中的微生物，導致水體自凈能力大大減弱，經過熱改性的菱鎂礦，可以有效調節(jié)酸性礦山廢水的pH值，降低酸性礦山廢水對環(huán)境的危害。[0019] (3)目前，去除酸性礦山廢水中的重金屬離子通常采用的是石灰石、生石灰和熟石灰等含鈣試劑，在使用過程中會產生大量的、含水率高的硫酸鈣廢渣。本發(fā)明提供的去除酸性礦山水中重金屬離子的方法，通過向酸性礦山廢水中投加改性菱鎂礦，由于菱鎂礦含鈣量極低，可以顯著減少硫酸鈣廢渣的產生。[0020] (4)本發(fā)明提供了一種簡易處理含重金屬離子的酸性礦山廢水的處理系統。通過將菱鎂礦細顆粒與松木刨花混合填充，使菱鎂礦細顆粒均勻分布在整個系統之中，提高了處理系統的孔隙率，能使煅燒菱鎂礦在溶解的過程當中，堿度得到充分的釋放。松木刨花截留的金屬氧化物能吸附酸性礦山廢水中的重金屬離子；同時，截留的金屬氫氧化物沉淀能促進氧化鎂的溶解，使得氧化鎂得到充分的溶解。該系統不用在中和工藝前對酸性礦山廢水中的鐵、鋁進行預處理，可有效避免因酸性礦山廢水中高濃度的鐵(500mg/L)、鋁(100mg/L)鈍化而導致的系統失效。以石灰石溶解為核心的酸性礦山廢水處理工藝對錳的去除效果較差，而本發(fā)明中的煅燒菱鎂礦對錳的去除性能顯著，后續(xù)不需要額外添加除錳工藝。[0021] (5)通過上述技術方案，本發(fā)明的酸性礦山廢水處理系統占地面積小，使用、維護方便，成本低。本發(fā)明提供的一種簡易處理含重金屬離子酸性礦山廢水的系統和方法能夠高效穩(wěn)定處理含有多種重金屬離子的酸性廢水，工藝簡單，產污體積小，具有良好的經濟效益，在本技術領域具有廣泛的實用性。附圖說明[0022] 圖1為天然菱鎂礦煅燒溫度與錳濃度的曲線圖；[0023] 圖2為天然菱鎂礦700℃條件下煅燒時間與錳濃度的曲線圖；[0024] 圖3為菱鎂礦不同溫度煅燒后產物的XRD衍射圖；[0025] 圖4為菱鎂礦700℃不同煅燒時間產物的XRD衍射圖；[0026] 圖5為本發(fā)明煅燒菱鎂礦的FTIR圖；[0027] 圖6為本發(fā)明煅燒菱鎂礦的SEM和EDS圖；[0028] 圖7為本發(fā)明實施例煅燒菱鎂礦投加量對酸性礦山廢水的pH調節(jié)能力以及重金屬離子的去除效果圖；[0029] 圖8為本發(fā)明實施例結構示意圖；[0030] 圖9中A為本發(fā)明實施例水力停留時間12h條件下對酸性礦山廢水中重金屬離子的去除效果圖；圖9中B為水力停留時間8h條件下對酸性礦山廢水中重金屬離子的去除效果圖；圖9中C為水力停留時間5h條件下對酸性礦山廢水中重金屬離子的去除效果圖；[0031] 圖10為本發(fā)明實施例處理酸性礦山廢水前后毒性評價圖；[0032] 圖11為不同煅燒溫度對氧化鎂活性的影響；[0033] 圖12為不同煅燒時間對氧化鎂活性的影響；[0034] 圖13為本發(fā)明的熱改性菱鎂礦與其它除錳材料比較；[0035] 圖14為水樣測試方法；[0036] 圖15為各重金屬離子去除率。具體實施方式[0037] 為使本發(fā)明的目的、技術方案和優(yōu)點更加清楚，下面對本發(fā)明中的技術方案進行清楚、完整地描述，顯然，所描述的實施例是本發(fā)明一部分實施例，而不是全部的實施例?；诒景l(fā)明中的實施例，本領域普通技術人員在沒有作出創(chuàng)造性勞動前提下所獲得的所有其他實施例，都屬于本發(fā)明保護的范圍。[0038] 實施例1[0039] (1)天然菱鎂礦熱改性溫度實驗，包括以下步驟：[0040] S1：將天然菱鎂礦破碎成粒徑為0.5?3mm的小顆粒；[0041] S2：將S1中菱鎂礦小顆粒置于馬弗爐中煅燒，煅燒溫度分別設置為300、400、500、600、700、800、900和1000℃，煅燒時間為30min，升溫速率為10℃/min。待冷卻至室溫后，將其磨細至過100目篩，得到菱鎂礦細顆粒，以煅燒菱鎂礦的活性為性能指標，確定菱鎂礦的最佳煅燒溫度。

[0042] S3：用電子天平稱取0.5g步驟S2中制得的菱鎂礦細顆粒。將菱鎂礦細顆粒和100ml2+

Mn 濃度為20mg/L合成酸性礦山廢水加入到250mL錐形瓶中置于30±1℃的水浴恒溫振蕩器中，轉速設置為160r/min，振蕩時間設置為2h。反應后取適量溶液經0.45μm濾膜過濾后，測

2+

定其中Mn 濃度。

[0043] 圖11為不同煅燒溫度下菱鎂礦的活性，通常菱鎂礦煅燒產物活性的測定通常采用檸檬酸法，以酚酞為指示劑，通過顯色時間來量化這個過程，溶液變紅時間越短，氧化鎂活性就越好。由圖11可以看出當煅燒溫度為300、400和500℃時，反應體系未顯色。當溫度升高到600℃時，反應體系顯色時間較長，為145s，此時煅燒菱鎂礦的活性較差。當溫度進一步升高到700℃時，反應體系顯色時間為45s。煅燒溫度達到700℃后繼續(xù)升高煅燒溫度，此時煅燒菱鎂礦的活性隨著煅燒溫度的升高而降低。結果表明，菱鎂礦在700℃條件下煅燒后活性最高。[0044] 當煅燒溫度低于500℃時，反應體系未顯色，說明此時的煅燒溫度低于菱鎂礦分解最低溫度，菱鎂礦主要以MgCO3存在。300、400和500℃時，菱鎂礦對應的減重率分別為0.17％、0.44％和6.41％，也證實了在對應溫度下，菱鎂礦的分解率極低。在600℃時，菱鎂礦的減重率增大至34.37％，說明此時的菱鎂礦分解率大幅度提高，但由于煅燒溫度過低，導致煅燒菱鎂礦的活性較差。煅燒溫度從700℃升高至1000℃時，煅燒菱鎂礦的活性隨著溫度的升高而降低，這是因為菱鎂礦分解生成的氧化鎂會在高溫條件下燒結，從而使氧化鎂的反應性降低。而隨著溫度的升高，菱鎂礦的減重率卻隨之提高，說明700℃條件下煅燒

30min的菱鎂礦沒有分解完全，菱鎂礦中的碳酸鎂并沒有轉化完全，可能需要進一步的延長煅燒時間，提高碳酸鎂的轉換率。

[0045] 圖1為天然菱鎂礦經不同溫度煅燒后，對合成酸性礦山廢水中Mn2+的去除效率，可2+

以看出隨著煅燒溫度的升高，礦粉對Mn 的去除率也升高。當煅燒溫度達到700℃時，對

2+

20mg/LMn 去除率高達99.9％。

[0046] (2)天然菱鎂礦熱改性時間實驗，包括以下步驟：[0047] S1：將天然菱鎂礦破碎成粒徑約為0.5?3mm的小顆粒。[0048] S2：將S1中菱鎂礦小顆粒置于馬弗爐中煅燒，煅燒溫度設置為700℃，煅燒時間分別為5、10、20、30、60、90、120、180和240min，升溫速率為10℃/min。待冷卻至室溫后，將其磨細過100目篩，得到菱鎂礦細顆粒，以煅燒菱鎂礦的活性為性能指標，在最佳煅燒溫度下，確定菱鎂礦的最佳煅燒時間。[0049] S3：用電子天平稱取0.5g步驟S2中制得的菱鎂礦細顆粒。將菱鎂礦細顆粒和100ml2+

Mn 濃度為20mg/L的合成酸性礦山廢水加入250mL錐形瓶中置于30±1℃的水浴恒溫振蕩器中，轉速設置為160r/min，振蕩時間設置為2h。反應后取適量溶液經0.45μm濾膜過濾后，測

2+

定Mn 濃度。

[0050] 圖12不同煅燒時間下菱鎂礦活性，煅燒時間為5min時，反應體系并未顯色，而當煅燒時間達到10min時，反應體系開始顯色，此時顯色時間為461s，并隨著煅燒時間的增加，反應體系的顯色時間隨之縮短，直到煅燒時間為60min時，達到最小值22s。隨后，隨著煅燒時間的進一步增加，反應體系的變色時間開始變長，最終，當煅燒時間為240min時，顯色時間為29s。結果表明，菱鎂礦在700℃條件下煅燒60min后活性最高。[0051] 當煅燒時間低于30min時，煅燒時間短，菱鎂礦內部溫度低于表面，會造成分解不完全，反應體系顯色所需時間較長；此時，菱鎂礦的減重率也較低，證實了菱鎂礦還未分解完全。當煅燒時間達到60min后，菱鎂礦的減重率為46.93％，進一步延長煅燒時間后，減重率并無明顯增大，說明此時菱鎂礦已基本分解完全。而進一步將煅燒時間延長，反應體系的顯色時間隨之變長，說明當煅燒時間達到60min后，繼續(xù)煅燒會導致煅燒菱鎂礦的活性降低。結果表明，在700℃下，菱鎂礦的最佳煅燒時間為60min。[0052] 圖2為菱鎂礦在700℃條件下煅燒不同時間后，對合成酸性礦山廢水中Mn2+的去除2+

效率，可以看出，在700℃時，隨著煅燒時間的延長，礦粉對Mn 的去除率也逐漸升高，當煅燒

2+

時間達到60min時，去除率達到最大。當進一步增加菱鎂礦的煅燒時間，Mn 的去除率并發(fā)生

2+

改變。由此可見，菱鎂礦在700℃條件下煅燒60min就可以高效去除Mn 。

[0053] 圖12為本發(fā)明的熱改性菱鎂礦與其他去除水環(huán)境中Mn2+的材料的比較結果，可以2+

看出熱改性菱鎂礦在去除酸性廢水中Mn 方面具有很大的潛力。

[0054] 如圖13本發(fā)明的熱改性菱鎂礦與其它除錳材料比較[0055] 其中：a、b來源“不同堿化劑對礦井水中和效果的比較[J].環(huán)境化學工程學報，2017，5(4):3903?3913”；

[0056] c來源“蝦殼廢棄物吸附煤礦酸性排水中重金屬的等溫和連續(xù)流動研究[J].工程技術期刊,2019,7(1):102787”；[0057] d來源“蛋殼廢料修復煤場滲濾液酸性礦井排水的性能評價[J].礦產工程，2018,122(1):241?250”；

[0058] e來源“在酸性和中性礦井排水中，使用生白云石與半煅燒白云石在有鐵或無鐵的情況下處理錳.礦產工程，2021，160(0):106666”。[0059] (3)菱鎂礦的表征分析[0060] 對菱鎂礦以及煅燒后的菱鎂礦顆粒進行表征，采用X射線衍射(XRD)分析物相，傅里葉紅外光譜(FTIR)分析官能團變化，用掃描電子顯微鏡(SEM)觀察菱鎂礦煅燒前后的表面形態(tài)結構，能量射線光譜儀(EDS)分析元素含量。[0061] 如圖3所示，菱鎂礦原礦物的物相包括菱鎂礦(MgCO3)、方解石(CaCO3)、白云石(CaMg(CO3)2)和青晶石((Na,Ca)8(AlSiO4)6(SO4,S,Cl)2)，并且菱鎂礦的特征峰型較為尖銳，說明礦石中包含晶態(tài)的菱鎂礦物相。當煅燒溫度達到700℃時，礦物相發(fā)生轉變，出現了方鎂石(MgO)的特征峰。[0062] 如圖4所示，當煅燒時間達到60min時，樣品中菱鎂礦的特征峰基本消失，取而代之的是方鎂石的特征峰。[0063] 如圖5所示，菱鎂礦原礦在1450cm?1、880cm?1和748cm?1有明顯的變化峰，是菱鎂礦2?

典型的吸收峰位置，也是碳酸根典型的吸收峰，分別是CO3 的非對稱伸縮振動、面外彎曲振動和面內彎曲振動。而煅燒后，這些特征峰的消失，表明在高溫煅燒下，CO2從菱鎂礦基質中釋放出來。

[0064] 如圖6所示(圖6中A為菱鎂礦原礦，圖6中B為經700℃煅燒60min后菱鎂礦)，菱鎂礦的原礦具有不規(guī)則的塊狀結構，主要由O、Mg和C組成(如圖6中A)。而菱鎂礦原礦在700℃煅燒60min后，C的質量占比從7.78％降至1.60％。說明，在高溫煅燒下，CO2從菱鎂礦基質中釋放出來，減少了C的含量，這與XRD和FTIR的表征結果一致。除此之外，菱鎂礦中還含有少量Al、Ca、Si、Fe、Be等元素，證實了菱鎂礦中共生有青晶石、方解石等礦物。[0065] 實施例2：[0066] 煅燒菱鎂礦去除酸性礦山廢水中重金屬實驗[0067] 將0.05、0.10、0.20、0.30、0.40、0.50、0.80和1.00g煅燒菱鎂礦細顆粒分別加入裝有100ml的人工配置酸性礦山廢水的錐形瓶中，然后將錐形瓶置于30±1℃的水浴恒溫振蕩器中，以160r/min的轉速振蕩120min，于不同時間取樣測定pH值和溶液中重金屬離子濃度。[0068] 本實驗例中，酸性礦山廢水采用人工合成的方式，合成水的初始pH為2.0，各重金2+ 3+ 2+ 2+ 2+

屬離子濃度分別為Fe (500mg/L)、Al (100mg/L)、Mn (20mg/L)、Cu (10mg/L)、Zn (10mg/

2+ 2?

L)、Cd (10mg/L)、SO4 (2000mg/L)。

[0069] 測定參數包括pH、Fe、Al、Mn、Cu、Zn、Cd。[0070] 出水水質測定方法見圖14：[0071] 如圖7所示，經過熱改性的菱鎂礦能有效去除酸性礦山廢水中的金屬離子，當煅燒菱鎂礦的投加量從0.5g/L增加到10.0g/L，各金屬離子的去除率均呈現出明顯增加趨勢，這是因為隨著煅燒菱鎂礦投加量的增加，會產生更多的堿度，金屬離子與堿性物質發(fā)生化學反應生成不溶性的金屬氫氧化物和碳酸鹽。當投加量達到5.0g/L時，六種重金屬離子的去除率均達到100％，廢水的最終pH為10.1。當進一步增加煅燒菱鎂礦的投加量，金屬離子的去除率均為100％，pH的提升程度較小。當投加量為10.0g/L時，酸性礦山廢水的pH最終為10.3。綜合比較，在本實驗條件下，使用煅燒菱鎂礦處理酸性礦山廢水的最佳投加量為

5.0g/L。在最佳投加量下，對各離子去除率均大于99.9％，廢水的pH值從2.0提升至10.1。經過熱改性的菱鎂礦能有效調節(jié)酸性礦山廢水的pH值，以降低其對環(huán)境的危害。

[0072] 在一定時間內投加不同量的煅燒菱鎂礦對各金屬離子去除率見圖15。[0073] 實驗例3：[0074] 煅燒菱鎂礦處理酸性礦山廢水動態(tài)模擬實驗[0075] 具體技術方案如下：[0076] 如圖8所示是一種簡易處理含重金屬離子酸性礦山廢水的系統，包括依次連通的酸性礦山廢水收集池1、進水管路2、蠕動泵3、石英砂填充層4和6、中和反應發(fā)生層5、出水管路7和沉淀池8。為了防止在運行過程中亞克力柱漏水，柱子上下兩端的蓋子在封口時，在螺紋處纏適當的防水膠帶并涂抹適量凡士林，以保證實驗的順利開展。進水流速決定了水力停留時間，是分散堿性基質系統處理效率高低的主要影響參數之一。優(yōu)化反應填料的水力特性能夠促使系統中堿性材料的堿度有效釋放。[0077] 為了研究水力停留時間對分散堿性基質系統處理酸性礦山廢水效果的影響，共設置3組不同水力停留時間的模擬實驗，3組裝置填充煅燒菱鎂礦和松木刨花的質量為各50g，質量比均為1：1。水力停留時間分別為12h、8h、5h。[0078] 首先，利用合成酸性礦山廢水將分散堿性基質系統飽水，在第2、4、8、12h檢測出水水質，此后每隔12h檢測出水水質。測定參數包括pH、Fe、Al、Mn、Cu、Zn、Cd。[0079] 圖9中A為水力停留時間為12h時各重金屬離子濃度的變化圖；圖9中B為水力停留時間為8h時各重金屬離子濃度的變化圖；圖9中C為水力停留時間為5h時各重金屬離子濃度的變化圖。[0080] 如圖9中A所示，當水力停留時間為12h，分散堿性基質系統對酸性礦山廢水的pH具有良好的調節(jié)性能，該條件下系統運行396h，出水pH值一直穩(wěn)定在9.0以上，同時各金屬離子的濃度均低于檢出限。當反應時間為588h時，在出水中檢測到了Fe濃度為4.74mg/L。而水力停留時間為8h和5h的實驗組，分別是在反應時間為288和60h時檢測到了Fe，濃度分別為3.32和84.94mg/L。當Fe在出水中被檢測到后，隨著反應時間的增加，出水中的Fe濃度迅速增加。Al在不同水力停留時間條件下，分別在反應時間為672、372和108h時，在出水中被檢測到。與Fe的濃度變化趨勢一致，當Al在出水中被檢測到后，濃度迅速在出水中上升。Mn作為酸性礦山廢水中比較難去除的重金屬，在分散堿性基質系統運行初期，出水的pH較高，出水濃度一致保持低于檢出限。隨著反應的進行，系統提供堿度的能力下降，出水pH下降，除Mn能力下降，水力停留時間為12、8和5h的實驗組出水中Mn分別于408、204和72h時被檢測到，濃度分別為0.64、1.14和2.46mg/L。Cu、Zn和Cd的濃度變化趨勢類似，水力停留時間為

12、8和5h的實驗組分別于反應時間為636、300和84h時在出水中檢測到Cu、Zn和Cd。

[0081] 整體上，進水流速越小，水力停留時間越長，對金屬離子的去除效果越好。以Mn為例，通過計算，當Mn在分散堿性基質系統出水中被檢測到時，12、8和5h的實驗組分別處理了9.36、6.38和4.00L酸性礦山廢水。由此可見，流速越低煅燒菱鎂礦的利用效率越高。所以，在實際工程應用當中，應當盡可能的降低酸性礦山廢水進入分散堿性基質系統的流速，以增加廢水在系統中的停留時間，可以極大程度上提高堿性介質的利用效率，從而有效的控制酸性礦山廢水的處理成本。

[0082] 利用蛋白核小球藻對煅燒菱鎂礦處理前后的酸性礦山廢水進行了毒性評價(圖10)。結果顯示，相比于處理之前，水體中的小球藻細胞濃度增加了65.63％，表明經過煅燒菱鎂礦?松木刨花分散堿性基質系統處理后的酸性礦山廢水毒性明顯減小，其存在的潛在生態(tài)風險顯著降低。

[0083] 酸性礦山廢水的酸性較強，重金屬離子含量較高，常常污染附近飲用水源、土壤，對生態(tài)環(huán)境造成了嚴重的危害。本發(fā)明提供的治理酸性礦山廢水分散堿性基質系統可以顯2

著提高酸性礦山廢水的pH值，有效去除酸性礦山廢水中的重金屬離子，包括難以去除的Mn+

，顯著改善了水體環(huán)境。

[0084] 最后應說明的是：以上實施例僅用以說明本發(fā)明的技術方案，而非對其限制；盡管參照前述實施例對本發(fā)明進行了詳細的說明，本領域的普通技術人員應當理解：其依然可以對前述各實施例所記載的技術方案進行修改，或者對其中部分技術特征進行等同替換；而這些修改或者替換，并不使相應技術方案的本質脫離本發(fā)明各實施例技術方案的精神和范圍。