權(quán)利要求

1.酸性礦山廢水的處理方法，其特征在于，包括以下步驟： 將酸性礦山廢水的pH值調(diào)節(jié)為4.0～5.0，進(jìn)行誘導(dǎo)反應(yīng)，得到第一預(yù)處理廢水；所述酸性礦山廢水中二價(jià)金屬離子和三價(jià)金屬離子的摩爾比為2～5； 將所述第一預(yù)處理廢水的pH值調(diào)節(jié)為8.4～9.0，進(jìn)行共沉淀反應(yīng)，然后進(jìn)行第一固液分離，得到第二預(yù)處理廢水； 將所述第二預(yù)處理廢水和氧化劑混合進(jìn)行氧化反應(yīng)，然后進(jìn)行第二固液分離，得到的清液排放； 所述酸性礦山廢水中的二價(jià)金屬離子包括Mn 2+離子； 所述清液中Mn 2+離子的濃度≤2.0mg/L。2.根據(jù)權(quán)利要求1所述的處理方法，其特征在于，所述酸性礦山廢水的pH值為2.5～3.5，所述酸性礦山廢水中的二價(jià)金屬離子還包括Mg 2+、Zn 2+、Fe 2+、Cu 2+、Co 2+、Ni 2+和Ca 2+離子的一種或多種，所述酸性礦山廢水中的三價(jià)金屬離子包括Al 3+、Fe 3+、Co 3+、Ni 3+、Cr 3+、Mn 3+、Ca 3+和In 3+離子的一種或多種；所述酸性礦山廢水中的陰離子包括SO 4 2-和/或CO 3 2-。 3.根據(jù)權(quán)利要求1所述的處理方法，其特征在于，所述誘導(dǎo)反應(yīng)的時(shí)間為3～10min，所述誘導(dǎo)反應(yīng)的溫度為室溫，所述誘導(dǎo)反應(yīng)在攪拌條件下進(jìn)行，所述攪拌的轉(zhuǎn)速為150～200r/min。 4.根據(jù)權(quán)利要求1所述的處理方法，其特征在于，所述共沉淀反應(yīng)的時(shí)間為5～10min，所述共沉淀反應(yīng)的溫度為室溫，所述共沉淀反應(yīng)在攪拌條件下進(jìn)行，所述攪拌的轉(zhuǎn)速為300～400r/min。 5.根據(jù)權(quán)利要求1所述的處理方法，其特征在于，調(diào)節(jié)所述酸性廢水或第一預(yù)處理廢水的pH值用調(diào)節(jié)劑為堿性無(wú)機(jī)物。 6.根據(jù)權(quán)利要求5所述的處理方法，其特征在于，所述堿性無(wú)機(jī)物為氫氧化鉀、氫氧化鈉或氧化鈣。 7.根據(jù)權(quán)利要求1所述的處理方法，其特征在于，所述氧化反應(yīng)的時(shí)間為5～20min。 8.根據(jù)權(quán)利要求1所述的處理方法，其特征在于，所述氧化物包括過(guò)氧化物、次氯酸鹽或高錳酸鉀。

說(shuō)明書(shū)

技術(shù)領(lǐng)域

本發(fā)明涉及廢水處理技術(shù)領(lǐng)域，尤其涉及一種酸性礦山廢水的處理方法。

背景技術(shù)

礦山開(kāi)采會(huì)導(dǎo)致硫化礦物在空氣、水和微生物的作用下，發(fā)生一系列溶浸、氧化、水解等物理化學(xué)反應(yīng)，形成pH值較低的(pH在2.5～5.5間)高硫酸根、高金屬離子含量的廢水，其中，金屬離子包括Al 3+、Mg 2+、Fe 3+、Mn 2+等。這些金屬離子中的重金屬離子(如Mn 2+離子)作為酸性礦山廢水主要的污染物組成部分，其對(duì)環(huán)境造成的污染性難以忽視。上述廢水長(zhǎng)期積存在廢棄礦坑中，又增加了重金屬離子滲入土壤深層污染周邊水源的風(fēng)險(xiǎn)，同時(shí)，重金屬離子通過(guò)水源被生物體攝入，最終會(huì)在人體內(nèi)積累并引發(fā)多種疾病。

目前，針對(duì)酸性礦山廢水(AMD)中的Mn 2+離子污染，研究人員開(kāi)發(fā)出了多種主動(dòng)和被動(dòng)處理方法。在這些處理方法中，以化學(xué)中和法為主的被動(dòng)處理方法由于其環(huán)境適應(yīng)性強(qiáng)、處理效率高等優(yōu)勢(shì)被廣泛使用。化學(xué)中和法去除廢水中Mn 2+的主要方式為通過(guò)化學(xué)反應(yīng)形成相應(yīng)的金屬氫氧化物、氧化物、碳酸鹽或硫化物的沉淀，使其從廢水中分離出來(lái)。

現(xiàn)有技術(shù)中，采用化學(xué)中和法處理Mn 2+離子的方式有多種，例如，含氧石灰石對(duì)Mn 2 +離子具有很好的去除效果，美國(guó)俄亥俄州的東部建立了利用石灰?guī)r的處理系統(tǒng)，用于處理煤礦開(kāi)采時(shí)產(chǎn)生的酸性礦山廢水。此外，還有技術(shù)人員采用氨和CO 2混合氣處理酸性礦山廢水以達(dá)到去除Mn 2+離子的目的。但是，由于Mn 2+離子開(kāi)始沉淀時(shí)體系的pH值為9.0，完全沉淀時(shí)體系的pH值為10.0。根據(jù)GB 8978-1996《污水綜合排放標(biāo)準(zhǔn)》的二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)要求，處理后的廢水需要滿足以下條件才能進(jìn)行排放：Mn 2+離子的排放濃度需要控制在2.0mg/L以下，并且處理后的廢水pH值需要滿足在6.0～9.0的范圍內(nèi)。采用上述處理方法將廢水中Mn 2+離子去除后，處理后的廢水的pH值達(dá)到了9.0以上，無(wú)法直接排放，需要加酸反調(diào)，使處理后的廢水pH值達(dá)標(biāo)后才能排放，這極大地增加了廢水的處理成本。

發(fā)明內(nèi)容

有鑒于此，本發(fā)明提供了一種酸性礦山廢水的處理方法。本發(fā)明提供的方法可以在pH小于等于9.0的情況下去除廢水中的Mn 2+離子，無(wú)需加酸反調(diào)，降低了污水的處理成本。

為了實(shí)現(xiàn)上述發(fā)明目的，本發(fā)明提供以下技術(shù)方案：一種酸性礦山廢水的處理方法，包括以下步驟：

將酸性礦山廢水的pH值調(diào)節(jié)為4.0～5.0，進(jìn)行誘導(dǎo)反應(yīng)，得到第一預(yù)處理廢水；所述酸性礦山廢水中二價(jià)金屬離子和三價(jià)金屬離子的摩爾比為2～5；

將所述第一預(yù)處理廢水的pH值調(diào)節(jié)為8.4～9.0，進(jìn)行共沉淀反應(yīng)，然后進(jìn)行第一固液分離，得到第二預(yù)處理廢水；

將所述第二預(yù)處理廢水和氧化劑混合進(jìn)行氧化反應(yīng)，然后進(jìn)行第二固液分離，得到的清液排放；

所述酸性礦山廢水中的二價(jià)金屬離子包括Mn 2+離子；

所述清液中Mn 2+離子的濃度≤2.0mg/L。

優(yōu)選的，所述酸性礦山廢水的pH值為2.5～3.5，所述酸性礦山廢水中的二價(jià)金屬離子還包括Mg 2+、Zn 2+、Fe 2+、Cu 2+、Co 2+、Ni 2+和Ca 2+離子的一種或多種，所述酸性礦山廢水中的三價(jià)金屬離子包括Al 3+、Fe 3+、Co 3+、Ni 3+、Cr 3+、Mn 3+、Ca 3+和In 3+離子的一種或多種；所述酸性礦山廢水中的陰離子包括SO 4 2-和/或CO 3 2-。

優(yōu)選的，所述誘導(dǎo)反應(yīng)的時(shí)間為3～10min，所述誘導(dǎo)反應(yīng)的溫度為室溫，所述誘導(dǎo)反應(yīng)在攪拌條件下進(jìn)行，所述攪拌的轉(zhuǎn)速為150～200r/min。

優(yōu)選的，所述共沉淀反應(yīng)的時(shí)間為5～10min，所述共沉淀反應(yīng)的溫度為室溫，所述共沉淀反應(yīng)在攪拌條件下進(jìn)行，所述攪拌的轉(zhuǎn)速為300～400r/min。

優(yōu)選的，調(diào)節(jié)所述酸性廢水或第一預(yù)處理廢水的pH值用調(diào)節(jié)劑為堿性無(wú)機(jī)物。

優(yōu)選的，所述堿性無(wú)機(jī)物為氫氧化鉀、氫氧化鈉或氧化鈣。

優(yōu)選的，所述氧化反應(yīng)的時(shí)間為5～20min。

優(yōu)選的，所述氧化物包括過(guò)氧化物、次氯酸鹽或高錳酸鉀。

本發(fā)明提供了一種酸性礦山廢水的處理方法，包括以下步驟：將酸性礦山廢水的pH值調(diào)節(jié)為4.0～5.0，進(jìn)行誘導(dǎo)反應(yīng)，得到第一預(yù)處理廢水；所述酸性礦山廢水中二價(jià)金屬離子和三價(jià)金屬離子的摩爾比為2～5；將所述第一預(yù)處理廢水的pH值調(diào)節(jié)為8.4～9.0，進(jìn)行共沉淀反應(yīng)，然后進(jìn)行第一固液分離，得到第二預(yù)處理廢水；將所述第二預(yù)處理廢水和氧化劑混合進(jìn)行氧化反應(yīng)，然后進(jìn)行第二固液分離，得到的清液排放；所述酸性礦山廢水中的二價(jià)金屬離子包括Mn 2+離子；所述清液中Mn 2+離子的濃度≤2.0mg/L。本發(fā)明將酸性礦山廢水的二價(jià)金屬離子和三價(jià)金屬離子的摩爾比控制在合適的范圍內(nèi)，從而在后續(xù)處理中使二價(jià)金屬離子和三價(jià)金屬離子能夠生成穩(wěn)定的層狀雙層氫氧化物(LDH)，進(jìn)而實(shí)現(xiàn)Mn 2+的去除。本發(fā)明先將廢水pH值調(diào)整到弱酸性條件下，通過(guò)誘導(dǎo)反應(yīng)生成含有三價(jià)金屬離子的膠體粒子，之后再提高廢水的pH值，使三價(jià)金屬離子的膠體粒子表面吸附溶液中的OH-，二價(jià)金屬離子在膠體粒子表面和OH -反應(yīng)生成層狀雙層氫氧化物，同時(shí)LDH還可以吸附Mn 2+離子，最終使廢水中大部分的Mn 2+離子形成可以沉淀的固相而從廢水中分離，之后添加氧化劑氧化廢水中部分剩余Mn 2+離子，使廢水達(dá)到排放水的標(biāo)準(zhǔn)。本發(fā)明提供的方法無(wú)需將廢水的pH值調(diào)整為10.0，以使廢水中的Mn 2+離子完全形成沉淀而被除去，因此無(wú)需加酸反調(diào)，降低了廢水的處理成本。

進(jìn)一步的，本發(fā)明提供的方法采用加堿和攪拌的方法進(jìn)行誘導(dǎo)反應(yīng)和共沉淀反應(yīng)，減少了常規(guī)化學(xué)中和法中曝氣裝置的使用，減少了氣體使用時(shí)的安全隱患，更進(jìn)一步減少了廢水處理時(shí)的設(shè)備數(shù)量、設(shè)備的占地面積和處理成本。并且，本發(fā)明相較于采用石灰槽或石灰?guī)r的處理方法，效率更高，在生成層狀雙層氫氧化物去除Mn 2+離子的同時(shí)還可以去除廢水其他共存離子。此外，本發(fā)明未采用碳酸鹽對(duì)廢水進(jìn)行處理，生成的層狀雙層氫氧化物比Mn 2+形成的碳酸鹽沉淀物更加穩(wěn)定，降低了金屬污泥產(chǎn)物重新釋放污染環(huán)境的風(fēng)險(xiǎn)。

附圖說(shuō)明

圖1為本發(fā)明實(shí)施例1酸性礦山廢水的處理流程圖；

圖2為不同組合溶液的滴定曲線圖；

圖3為不同終點(diǎn)pH值下模擬廢水中Mn 2+離子濃度隨反應(yīng)時(shí)間的變化圖；

圖4為不同終點(diǎn)pH值下泥水混合液Zeta電位以及電導(dǎo)率圖；

圖5為不同終點(diǎn)pH值下混合液中顆粒和金屬污泥的粒徑及比表面積圖；

圖6為不同終點(diǎn)pH值下金屬污泥的XRD譜圖；

圖7為不同終點(diǎn)pH值下金屬污泥的FTIR譜圖；

圖8為不同終點(diǎn)pH值下，KMnO 4投加量和出水Mn 2+離子濃度的擬合曲線圖；

圖9為不同終點(diǎn)pH值下投料成本評(píng)價(jià)結(jié)果圖。

具體實(shí)施方式

一種酸性礦山廢水的處理方法，包括以下步驟：

將酸性礦山廢水的pH值調(diào)節(jié)為4.0～5.0，進(jìn)行誘導(dǎo)反應(yīng)，得到第一預(yù)處理廢水；所述酸性礦山廢水中二價(jià)金屬離子和三價(jià)金屬離子的摩爾比為2～5；

將所述第一預(yù)處理廢水的pH值調(diào)節(jié)為8.4～9.0，進(jìn)行共沉淀反應(yīng)，然后進(jìn)行第一固液分離，得到第二預(yù)處理廢水；

將所述第二預(yù)處理廢水和氧化劑混合進(jìn)行氧化反應(yīng)，然后進(jìn)行第二固液分離，得到的清液排放；所述酸性礦山廢水中的二價(jià)金屬離子包括Mn 2+離子；所述清液中Mn 2+離子的濃度≤2.0mg/L。

如無(wú)特殊說(shuō)明，本發(fā)明使用的試劑均為市售。

本發(fā)明將酸性礦山廢水的pH值調(diào)節(jié)為4.0～5.0，進(jìn)行誘導(dǎo)反應(yīng)，得到第一預(yù)處理廢水。在本發(fā)明中，所述酸性礦山廢水中二價(jià)金屬離子和三價(jià)金屬離子的摩爾比優(yōu)選為2～5，更優(yōu)選為2.5～4，進(jìn)一步優(yōu)選為3～4，最優(yōu)選為3；在本發(fā)明的具體實(shí)施例中，若待處理酸性礦山廢水中二價(jià)金屬離子和三價(jià)金屬離子的摩爾比不在上述范圍內(nèi)，則優(yōu)選先對(duì)待處理酸性礦山廢水進(jìn)行預(yù)處理。在本發(fā)明中，當(dāng)所述待處理酸性礦山廢水中的二價(jià)金屬離子和三價(jià)金屬離子的摩爾比小于2時(shí)，所述預(yù)處理優(yōu)選為：向所述待處理酸性礦山廢水中加堿或添加二價(jià)金屬離子鹽，使酸性礦山廢水中二價(jià)金屬離子和三價(jià)金屬離子的摩爾比達(dá)到2～5。在本發(fā)明中，所述堿優(yōu)選為堿性無(wú)機(jī)物，所述堿性無(wú)機(jī)物優(yōu)選為堿金屬的氧化物、堿金屬的碳酸鹽、堿金屬的碳酸氫鹽或堿金屬的氫氧化物。在本發(fā)明中，所述堿金屬的氧化物優(yōu)選包括CaO，所述堿金屬的碳酸鹽優(yōu)選包括Na 2CO 3或K 2CO 3，所述堿金屬的碳酸氫鹽優(yōu)選包括NaHCO 3或KHCO 3，所述堿金屬的氫氧化物優(yōu)選為Ca(OH) 2、KOH或NaOH，更優(yōu)選為Ca(OH) 2或NaOH，最優(yōu)選為NaOH。本發(fā)明優(yōu)選通過(guò)向所述待處理酸性礦山廢水加堿后，靜置，使含三價(jià)金屬離子的沉淀完全后，將上清液與沉淀分離之后，取上清液進(jìn)行后續(xù)處理。在本發(fā)明中，所述添加的二價(jià)金屬離子鹽優(yōu)選為水溶性二價(jià)鎂鹽、水溶性二價(jià)銅鹽和水溶性二價(jià)錳鹽中的一種或多種，更優(yōu)選為水溶性二價(jià)鎂鹽和/或水溶性二價(jià)銅鹽，進(jìn)一步優(yōu)選為水溶性二價(jià)鎂鹽。當(dāng)所述待處理酸性礦山廢水中的二價(jià)金屬離子和三價(jià)金屬離子的摩爾比大于5時(shí)，所述預(yù)處理優(yōu)選為：將所述待處理酸性礦山廢水進(jìn)行氧化預(yù)處理或添加三價(jià)金屬鹽，使酸性礦山廢水中二價(jià)金屬離子和三價(jià)金屬離子的摩爾比達(dá)到2～5。在本發(fā)明中，所述氧化預(yù)處理的方式優(yōu)選為曝氣或添加強(qiáng)氧化劑，當(dāng)所述待處理酸性礦山廢水中存在Mn 2+離子時(shí)，本發(fā)明優(yōu)選采用氧化預(yù)處理的方式可以將部分Mn 2+離子氧化為高價(jià)的錳氧化物，該錳氧化物的Zeta電位值為負(fù)，且具有自催化功能，故可以吸附和催化氧化其他Mn 2+離子，同時(shí)使預(yù)處理后的廢水中的二價(jià)金屬離子和三價(jià)金屬離子的摩爾比為2～5。在本發(fā)明中，所述添加的三價(jià)金屬鹽優(yōu)選為水溶性三價(jià)鋁鹽、水溶性三價(jià)鐵鹽、水溶性三價(jià)鉻鹽和水溶性三價(jià)鈷鹽中的一種或多種，更優(yōu)選為水溶性三價(jià)鋁鹽和/或水溶性三價(jià)鐵鹽，進(jìn)一步優(yōu)選為水溶性三價(jià)鋁鹽。本發(fā)明優(yōu)選將所述酸性礦山廢水中二價(jià)金屬離子和三價(jià)金屬離子的摩爾比控制在上述范圍內(nèi)，有利于在后期處理中生成穩(wěn)定的層狀雙層氫氧化物，除去廢水中的大部分Mn 2+離子。

在本發(fā)明中，所述酸性礦山廢水的pH值優(yōu)選為2.5～3.5，更優(yōu)選為2.5～3.2，進(jìn)一步優(yōu)選為2.8～3.0，最優(yōu)選為3.0。在本發(fā)明中，所述酸性礦山廢水中的二價(jià)金屬離子包括Mn 2+離子，所述酸性礦山廢水中的二價(jià)金屬離子還優(yōu)選包括Mg 2+、Zn 2+、Fe 2+、Cu 2+、Co 2+、Ni 2+和Ca 2+離子的一種或多種，更優(yōu)選包括Mg 2+、Zn 2+、Fe 2+、Cu 2+和Ca 2+離子的一種或多種，進(jìn)一步優(yōu)選包括Mg 2+、Zn 2+和Ca 2+離子的一種或多種，最優(yōu)選為Mg 2+和/或Ca 2+。在本發(fā)明中，所述酸性礦山廢水中的三價(jià)金屬離子優(yōu)選包括Al 3+、Fe 3+、Co 3+、Ni 3+、Cr 3+、Mn 3+、Ca 3+和In 3+離子的一種或多種，更優(yōu)選包括Al 3+、Fe 3+和Mn 3+離子的一種或多種，進(jìn)一步優(yōu)選為Al 3+和/或Fe 3+。在在本發(fā)明中，所述酸性礦山廢水中的陰離子優(yōu)選包括SO 4 2-和/或CO 3 2-。

本發(fā)明將酸性廢水的pH值調(diào)節(jié)為4.0～5.0，優(yōu)選為4.5～5.0，更優(yōu)選為5.0。本發(fā)明優(yōu)選將酸性廢水的pH值調(diào)節(jié)為上述范圍內(nèi)，有利于使酸性廢水中的三價(jià)金屬離子形成相應(yīng)的氫氧化物膠體，尤其是當(dāng)酸性廢水中含有三價(jià)鋁離子的時(shí)候，生成氫氧化鋁的膠體，氫氧化鋁為兩性氫氧化物，pH值較高時(shí)會(huì)發(fā)生水解，同時(shí)，不生成或很少生成二價(jià)金屬離子的氫氧化物沉淀，使得到的氫氧化物膠體有利于在之后的共沉淀反應(yīng)中吸附更多OH -，從而使二價(jià)金屬離子和膠體表面的OH -反應(yīng)生成穩(wěn)定的層狀雙層氫氧化物。

在本發(fā)明中，所述誘導(dǎo)反應(yīng)的時(shí)間優(yōu)選為3～10min，更優(yōu)選為4～6min，所述誘導(dǎo)反應(yīng)的溫度優(yōu)選為室溫，所述誘導(dǎo)反應(yīng)在攪拌條件下進(jìn)行，所述攪拌的轉(zhuǎn)速優(yōu)選為150～200r/min，更優(yōu)選為150～180r/min，進(jìn)一步優(yōu)選為160～170r/min。所述攪拌優(yōu)選為轉(zhuǎn)子攪拌或機(jī)械攪拌，更優(yōu)選為機(jī)械攪拌。本發(fā)明優(yōu)選將攪拌的轉(zhuǎn)速控制在上述范圍內(nèi)能夠避免對(duì)三價(jià)金屬離子膠體的穩(wěn)定性造成破壞。

得到第一預(yù)處理廢水后，本發(fā)明將所述第一預(yù)處理廢水的pH值調(diào)節(jié)為8.4～9.0，進(jìn)行共沉淀反應(yīng)，固液分離后得到第二預(yù)處理廢水。本發(fā)明將所述第一預(yù)處理廢水的pH值調(diào)節(jié)為8.4～9.0，優(yōu)選為8.5～8.9，更優(yōu)選為8.5～8.7，最優(yōu)選為8.5。在本發(fā)明中，調(diào)節(jié)所述酸性廢水用調(diào)節(jié)劑或第一預(yù)處理廢水用調(diào)節(jié)劑為堿性無(wú)機(jī)物，所述堿性無(wú)機(jī)物優(yōu)選為氫氧化鉀、氫氧化鈉或氧化鈣，更優(yōu)選為氫氧化鈉或氧化鈣。在本發(fā)明中，氫氧化鈉或氧化鈣的成本更低，有利于降低廢水處理的成本。在本發(fā)明中，所述堿性無(wú)機(jī)物優(yōu)選采用堿性無(wú)機(jī)物水溶液的形式添加，本發(fā)明對(duì)所述堿性無(wú)機(jī)物水溶液的濃度沒(méi)有特別要求，為本領(lǐng)域技術(shù)人員熟知的濃度。在本發(fā)明中，所述堿性無(wú)機(jī)物水溶液的添加方式優(yōu)選為一次性傾倒的方式。本發(fā)明優(yōu)選采用一次性傾倒的方式減少了機(jī)械泵的使用，減少設(shè)備的數(shù)量，同時(shí)，一次傾倒的方式可以采用現(xiàn)用現(xiàn)配模式制備堿性水溶液，有利于減少設(shè)備的占地空間和廢水處理的成本，并且，采用一次傾倒的方式可以使反應(yīng)的pH值迅速上升，加快反應(yīng)速率，生成層狀雙層氫氧化物。在本發(fā)明中，所述共沉淀反應(yīng)的時(shí)間優(yōu)選為5～20min，更優(yōu)選為7～12min，進(jìn)一步優(yōu)選為9～11min，所述共沉淀反應(yīng)的溫度優(yōu)選為室溫，所述共沉淀反應(yīng)優(yōu)選在攪拌條件下進(jìn)行，所述攪拌的轉(zhuǎn)速優(yōu)選為300～400r/min，更優(yōu)選為320～380r/min，進(jìn)一步優(yōu)選為340～360r/min，在本發(fā)明中，所述攪拌優(yōu)選為轉(zhuǎn)子攪拌或機(jī)械攪拌，更優(yōu)選為機(jī)械攪拌。本發(fā)明優(yōu)選將攪拌的轉(zhuǎn)速控制在上述范圍內(nèi)有利于使氫氧化物膠體表面在攪拌過(guò)程中吸附更多的二價(jià)金屬離子，二價(jià)金屬離子和膠體表面的OH -反應(yīng)，生成層狀雙層氫氧化物。本發(fā)明中，所述第一固液分離的方式優(yōu)選為靜置取上清液的方式。本發(fā)明優(yōu)選采用靜置取上清液的方式可以使廢水中生成的層狀雙層氫氧化物沉淀完全沉淀，從而提高高錳酸鉀的對(duì)于廢水中剩余Mn 2+離子的處理效果。

得到第二預(yù)處理廢水后，本發(fā)明將所述第二預(yù)處理廢水和氧化劑混合進(jìn)行氧化反應(yīng)，然后進(jìn)行第二固液分離，得到的清液排放。在本發(fā)明中，所述氧化劑優(yōu)選包括過(guò)氧化物、次氯酸鹽或高錳酸鉀，所述過(guò)氧化物優(yōu)選為H 2O 2，所述次氯酸鹽優(yōu)選為NaClO，在本發(fā)明中，所述氧化劑更優(yōu)選為高錳酸鉀。在本發(fā)明中，所述高錳酸鉀與所述第二預(yù)處理廢水的Mn 2+離子的摩爾比優(yōu)選為1.2～1.8，更優(yōu)選為1.3～1.5，本發(fā)明優(yōu)選通過(guò)以下步驟確定所述高錳酸鉀與所述第二預(yù)處理廢水的Mn 2+離子的摩爾比：稱取1L第二預(yù)處理廢水，向廢水中投加三次以上高錳酸鉀，每次投加高錳酸鉀后，測(cè)量廢水的Mn 2+離子濃度，繪制所述高錳酸鉀投加量與投加高錳酸鉀后第二預(yù)處理廢水中的Mn 2+離子濃度的擬合曲線，所述擬合曲線的相關(guān)度大于0.99，之后根據(jù)高錳酸鉀投加后廢水的Mn 2+離子的濃度為2.0mg/L，通過(guò)所述擬合曲線得到高錳酸鉀的理論投加量，最后根據(jù)所述高錳酸鉀的理論投加量和所述第二預(yù)處理廢水的Mn 2+離子濃度計(jì)算所述高錳酸鉀與所述第二預(yù)處理廢水中的Mn 2+離子的摩爾比。本發(fā)明優(yōu)選上述方法可以合理控制高錳酸鉀的投加量，使第二預(yù)處理廢水中的Mn 2+離子達(dá)到環(huán)保要求，且不會(huì)引入過(guò)多的錳酸根，防止產(chǎn)生污染和節(jié)約處理成本，同時(shí)，與過(guò)氧化物以及次氯酸類的氧化劑相比，高錳酸鉀的單價(jià)更低，同時(shí)高錳酸鉀在氧化Mn 2+的過(guò)程中，能夠形成MnO x固體，1≤x≤2，該類固體可以通過(guò)吸附作用去除一部分Mn 2+，并且，該類固體還具有自催化性質(zhì)，能夠催化氧化一部分Mn 2+形成MnO x從水體中去除，進(jìn)一步降低KMnO 4的實(shí)際投加量，更有利于降低廢水處理的成本。在本發(fā)明中，所述氧化反應(yīng)的時(shí)間優(yōu)選為5～20min，更優(yōu)選為5～15min，進(jìn)一步優(yōu)選為9～10min。在本發(fā)明中，所述高錳酸鉀優(yōu)選采用一次傾倒的方式加入。所述混合的方式優(yōu)選為攪拌，所述攪拌優(yōu)選為轉(zhuǎn)子攪拌或機(jī)械攪拌，所述攪拌的轉(zhuǎn)速優(yōu)選為350～450r/min，更優(yōu)選為380～420r/min，進(jìn)一步優(yōu)選為390～400r/min，本發(fā)明優(yōu)選上述攪拌速度有利于加速?gòu)U水中剩余Mn 2+金屬離子的氧化，生成MnO x，同時(shí)生成的MnO x可以吸附溶液中的Mn 2+金屬離子，加速除去溶液中的Mn 2+金屬離子。

在本發(fā)明中，所述排放水中Mn 2+離子的濃度≤2.0mg/L，更優(yōu)選為0.5～0.9mg/L。

下面將結(jié)合本發(fā)明中的實(shí)施例，對(duì)本發(fā)明中的技術(shù)方案進(jìn)行清楚、完整地描述。圖1為本發(fā)明實(shí)施例1酸性礦山廢水的處理流程圖，首先對(duì)AMD原水中二價(jià)金屬離子和三價(jià)金屬離子的摩爾比進(jìn)行測(cè)量，如果摩爾比在2.0～5.0之間，則直接進(jìn)行處理，如果摩爾比不在2.0～5.0之間，則通過(guò)預(yù)處理的方式調(diào)整摩爾比在2.0～5.0之間。之后，向AMD廢水中迅速投加堿液，調(diào)整廢水的pH值為4.0～5.0，攪拌反應(yīng)一段時(shí)間后，之后再繼續(xù)向AMD廢水中迅速投加堿液，調(diào)整廢水的pH值為8.4～9.0，反應(yīng)一段時(shí)間后，靜置分離得到上清液，之后向上清液中迅速投加適量的高錳酸鉀，使經(jīng)過(guò)處理后的廢水中的Mn 2+離子濃度和pH值達(dá)標(biāo)。

實(shí)施例1

選取安徽馬鞍山某礦坑廢水作為待處理廢水，待處理廢水的水體pH值＝3.0，呈現(xiàn)出極端酸性。待處理廢水的理化指標(biāo)如表1所示。表1為待處理廢水中各離子的種類和濃度表。

表1待處理廢水中各離子的種類和濃度表

從表1可以看出，待處理廢水中含有大量的Mg 2+、Mn 2+和Al 3+離子，上述共存離子均可以作為形成層狀雙層氫氧化物(LDH)的來(lái)源。在待處理廢水中還存在大量的SO 4 2-，并且空氣中CO 2在化學(xué)中和過(guò)程可以溶于廢水中形成CO 3 2-形式存在。由于不同陰離子在LDH層間穩(wěn)定性不同，常見(jiàn)無(wú)機(jī)陰離子穩(wěn)定性次序?yàn)镃O 3 2-＞SO 4 2-＞HPO 4 2-＞F-＞Cl-＞B(OH) 4-＞NO 3-，表明本發(fā)明待處理廢水中的二價(jià)陰離子更容易作為插層離子交換進(jìn)入層間，形成LDH。

根據(jù)待處理廢水中的離子種類和各離子的濃度，設(shè)置二元共存陽(yáng)離子共沉淀實(shí)驗(yàn)，以確定三價(jià)金屬離子形成氫氧化物膠體和層狀雙層氫氧化物形成的pH區(qū)間(滴定平臺(tái))。其中，二元共存離子的組合為一種二價(jià)金屬離子和一種三價(jià)金屬離子，在本實(shí)施例中，二元共存陽(yáng)離子的組合分別設(shè)置為Mg-Al、Mn-Fe、Mn-Al和Mg-Fe。二元共存陽(yáng)離子的組合溶液均采用相應(yīng)的金屬硫酸鹽配制。每種組合溶液中，二價(jià)金屬離子和三價(jià)金屬離子的摩爾比為3。c(Fe 3+)＝3.6mM，c(Mn 2+)＝11mM，c(Al 3+)＝3.6mM，c(Mg 2+)＝11mM，溶液的初始pH值為3.0。采用蠕動(dòng)泵向每種組合溶液中添加濃度為1mol/L的氫氧化鈉溶液，氫氧化鈉溶液的流速為0.95mL/min。整個(gè)過(guò)程監(jiān)測(cè)溶液pH值變化情況，計(jì)數(shù)頻率為18s/次，直至滴定終點(diǎn)pH值＝12.0時(shí)結(jié)束，向各組合溶液中添加氫氧化鈉溶液的同時(shí)對(duì)溶液進(jìn)行機(jī)械攪拌，攪拌的轉(zhuǎn)速為100r/min。不同組合溶液的滴定平臺(tái)pH范圍如表2所示，不同組合溶液的滴定曲線如圖2所示。

表2不同組合溶液的滴定平臺(tái)pH范圍

圖2中a圖為Mg-Al組溶液的滴定曲線，b圖為Mn-Fe組溶液的滴定曲線，c圖為Mn-Al組的滴定曲線，d圖為Mg-Fe組的滴定曲線。從表1和圖2可以看出，當(dāng)二元共存陽(yáng)離子的組合中包含Al 3+離子時(shí)，pH值在4.0～5.0的范圍內(nèi)生成Al(OH) 3的膠體粒子，當(dāng)二元共存陽(yáng)離子的組合為Mn-Fe組合時(shí)，在pH值為2.83～3.72可以生成Fe(OH) 3的膠體粒子，但在pH值為5.85時(shí)，才開(kāi)始生成兩種金屬離子的共沉淀，當(dāng)二元共存陽(yáng)離子的組合為Mg-Fe組合時(shí)，則不存在滴定平臺(tái)。因此，可以將廢水第一次調(diào)pH值的范圍調(diào)整為5.0，以保證生成三價(jià)金屬離子的膠體粒子。同時(shí)，從表1可以看出，在Mg-Al、Mn-Fe、Mn-Al三種產(chǎn)生滴定平臺(tái)的組合中，Mn-Fe組合在pH值為7.06時(shí)共沉淀完全，Mn-Al組合在6.86時(shí)開(kāi)始產(chǎn)生共沉淀，Mg-Al組合在pH值為9.66時(shí)共沉淀完全，因此，在第一次調(diào)整pH值后，依次將廢水的pH值調(diào)整為7、7.5、8.0、8.5、9.0、9.5和10.0，進(jìn)行即時(shí)LDH合成的實(shí)驗(yàn)。

在本發(fā)明中，即時(shí)LHD合成的實(shí)驗(yàn)的具體步驟如下：按照表1，采用相應(yīng)的金屬硫酸鹽配制模擬廢水，設(shè)置7個(gè)實(shí)驗(yàn)組。第一次調(diào)整各實(shí)驗(yàn)組模擬廢水的pH值為5.0，在調(diào)整pH值時(shí)將適量1mol/L的氫氧化鈉溶液一次性添加到待處理廢水中，攪拌反應(yīng)，攪拌轉(zhuǎn)速為200r/min，時(shí)間為20min。之后，向各組依次繼續(xù)一次性添加1mol/L的氫氧化鈉溶液直至終點(diǎn)pH＝7、7.5、8.0、8.5、9.0、9.5和10.0，攪拌轉(zhuǎn)速為350r/min，每個(gè)實(shí)驗(yàn)組設(shè)置反應(yīng)時(shí)間為60min，在每個(gè)實(shí)驗(yàn)組反應(yīng)期間，每隔10min取出少量溶液離心、過(guò)膜、酸化，采用火焰原子吸收測(cè)定Mn 2+濃度，同時(shí)，在終點(diǎn)pH值收集泥水混合液，對(duì)泥水混合液測(cè)定Zeta電位、電導(dǎo)率、以及其中顆粒的粒徑及BET參數(shù)，之后對(duì)泥水混合液離心分離，得到金屬污泥，對(duì)得到的金屬污泥測(cè)定其粒徑及BET，并采用XRD測(cè)定其晶型，采用FTIR確定金屬污泥的組分。

圖3為不同終點(diǎn)pH值下模擬廢水中Mn 2+離子濃度隨反應(yīng)時(shí)間的變化圖，圖3中，a和b為模擬廢水中Mn 2+離子濃度隨反應(yīng)時(shí)間的變化圖，其中，橫坐標(biāo)表示反應(yīng)時(shí)間，縱坐標(biāo)表示Mn 2+離子濃度；c和d為模擬廢水中Mn 2+離子去除率隨反應(yīng)時(shí)間的變化圖，橫坐標(biāo)表示反應(yīng)時(shí)間，縱坐標(biāo)表示Mn 2+離子的去除率。從圖3可以看出，當(dāng)模擬廢水的pH值為5.0時(shí)，溶液中Mn 2+的濃度為224mg/L。終點(diǎn)pH值＝8.5時(shí)，該實(shí)驗(yàn)組相比較其他實(shí)驗(yàn)組，對(duì)Mn 2+的去除效果最為明顯。

圖4為不同終點(diǎn)pH值下泥水混合液Zeta電位以及電導(dǎo)率圖，其中，橫坐標(biāo)表示pH值，左縱坐標(biāo)表示泥水混合液的Zeta電位，右縱坐標(biāo)表示泥水混合液的電導(dǎo)率。從圖4可以看出，當(dāng)?shù)味ńK點(diǎn)pH值＝8.5時(shí)，泥水混合液的Zeta電位值迅速降低，電導(dǎo)率迅速升高。

圖5為不同終點(diǎn)pH值下混合液中顆粒和金屬污泥的粒徑及比表面積圖，左圖為不同終點(diǎn)pH值下混合液中顆粒的粒徑及比表面積圖，右圖為不同終點(diǎn)pH值下金屬污泥的粒徑及比表面積圖，其中D s表示面積分布平均粒徑，D v表示體積分布平均粒徑。從圖5可以看出，隨著反應(yīng)的終點(diǎn)pH值的升高，從pH值＝8.5開(kāi)始，廢水中的顆粒的BET開(kāi)始快速升高，而粒徑快速降低，表明在pH值＝8.5時(shí)，廢水中生成的沉淀產(chǎn)物發(fā)生了很大的變化。

圖6和圖7分別為不同終點(diǎn)pH值下金屬污泥的XRD和FTIR譜圖。其中，圖6中的對(duì)照組，為采用硫酸錳配制的溶液，溶液中的Mn 2+和pH值與模擬廢水相同，將對(duì)照組的溶液按照上述即時(shí)LHD合成的實(shí)驗(yàn)的具體步驟，調(diào)節(jié)至滴定終點(diǎn)為9.0，將得到的沉淀物干燥后采用XRD測(cè)定其晶型。從圖6可以看出，pH值＝9.0的對(duì)照組譜圖中顯示Mn 2O 3和Mn 3O 4(ICSD643199)的特征峰，以及少量的MnCO 3和Mn(OH) 2特征峰。由于Al(OH) 3會(huì)發(fā)生水解，在終點(diǎn)pH值為7～8時(shí)，譜圖表現(xiàn)出明顯的類AlOOH的特征峰，分別為(020)、(021/040)、(041/130)、(002)和(200)晶面(ICSD 59610)的特征峰，其來(lái)源為Al(OH) 3水解得到的AlO 2-干燥后形成產(chǎn)物。此外，在上述終點(diǎn)pH值的范圍內(nèi)，譜圖中還出現(xiàn)了Mg(OH) 2的衍射特征峰，分別為(001)、(011)和(012)晶面(ICSD 31053)特征峰。由于Mg 2+完全沉淀是在pH值＝10附近，因此，此時(shí)出現(xiàn)的含有Mg的沉淀是由Al(OH) 3的膠體粒子吸附OH -，使膠體表面pH值升高，之后與Mg 2+共沉淀作用引起的，最終導(dǎo)致Mg(OH) 2在Al(OH) 3表面析出，如反應(yīng)式I所示，這與圖2的結(jié)果是一致的。此外，沉淀物中沒(méi)有發(fā)現(xiàn)Mn的礦物相，表明上述pH值下，Mn 2+的去除率較低，同時(shí)，少量的含錳礦物相的特征峰被其他含量較多的金屬礦物特征峰掩蓋。這與圖3的結(jié)果也是一致的。

Al(OH) 3+Mg(H 2O) 6 2++2OH -→Al(OH) 3·Mg(OH) 2↓+6H 2O反應(yīng)式I。

當(dāng)終點(diǎn)pH值為8.5時(shí)，所得金屬污泥的譜圖相比終點(diǎn)pH值為7～8的三組譜圖的特征峰位發(fā)生了顯著的變化，主要為：38°、49°、65°和14°附近的衍射峰消失，同時(shí)在10°、20°、36°和61°附近形成了新的衍射峰，其中低角度下的衍射峰(10°和20°)是層狀黏土礦物的主要特征，由此可見(jiàn)，所得的金屬污泥是一種層狀金屬氫氧化物。隨著終點(diǎn)pH值進(jìn)一步提高至10時(shí)，終點(diǎn)pH值為9～10時(shí)的三組譜圖出現(xiàn)了(003)、(006)、(009)/(012)和(110)/(113)等弱而寬的衍射特征峰，這與現(xiàn)有文獻(xiàn)所報(bào)道的LDH峰位類似，能夠表明該pH區(qū)間下形成了結(jié)晶性較差的LDH金屬污泥，說(shuō)明這些復(fù)合金屬氫氧化物產(chǎn)物從無(wú)序狀態(tài)形成緊密堆積的網(wǎng)絡(luò)結(jié)構(gòu)，最終實(shí)現(xiàn)顆粒尺寸的增長(zhǎng)。其最明顯的證據(jù)為圖5中，當(dāng)終點(diǎn)pH值＝8.5時(shí)，混合液中的顆粒粒徑開(kāi)始迅速下降，而比表面積迅速上升。除此以外，該pH范圍下的同樣發(fā)現(xiàn)(112)、(013)、(121)和(125)晶面的特征峰，與Mn 3O 4特征峰相符(參考ICSD643199)，這是因?yàn)榭諝馊苎踝饔眯纬闪薓n 3O 4。

圖7為不同終點(diǎn)pH值下金屬污泥的紅外光譜圖。3440cm -1附近的特征峰代表夾層或吸附水νO-H伸縮振動(dòng)，1652cm -1附近的特征峰代表晶格層間水的彎曲振動(dòng)(δO-H)，603cm -1附近的特征峰代表金屬氫氧化物氫鍵吸收峰，表明形成了M 2+(M 3+)-OH振動(dòng)峰(M為金屬離子)。這三處特征峰表明生成的LDH中的羥基很可能是Zeta電位呈現(xiàn)負(fù)值的主要原因，而羥基間形成的氫鍵具備讓LDH吸附去除Mn 2+的能力。

由于LDH的空間結(jié)構(gòu)是金屬氫氧化物層板和層間陰離子組成，因此層板上存在M…O-H…O-H氫鍵締合形式，從圖7可以看出，該特征吸收峰出現(xiàn)在3445cm -1處，根據(jù)圖6的結(jié)論，金屬污泥中的組分會(huì)隨著終點(diǎn)pH值的升高發(fā)生脫水復(fù)合和縮聚反應(yīng)，空間結(jié)構(gòu)也由無(wú)序松散變?yōu)槎逊e致密，因此在3445cm -1附近的吸收峰強(qiáng)度也會(huì)隨著終點(diǎn)pH值的升高而增加，最終和-OH的吸收峰重疊，故該區(qū)間內(nèi)的吸收峰的范圍隨著終點(diǎn)pH值由7升至9.5而逐漸變寬，其強(qiáng)度也相應(yīng)增加。根據(jù)終點(diǎn)pH值為8.5、9.0和9.5時(shí)，金屬污泥的譜圖，3340cm -1附近的水分子羥基的伸縮振動(dòng)峰發(fā)生了一定程度的紅移，表明LDH層板的O-H平均鍵長(zhǎng)增大，氫鍵作用加強(qiáng)。O-H鍵的獨(dú)立性明顯，說(shuō)明在終點(diǎn)pH值為9.5時(shí)形成的LDH層板的氫鍵作用最強(qiáng)。當(dāng)終點(diǎn)pH值為10時(shí)，此處的特征峰強(qiáng)度顯著減弱，表明此時(shí)該締合形式中的部分M…O-H…O-H(Mg 2+、Mn 2+)存在解離形成氫氧化物沉淀現(xiàn)象。

當(dāng)終點(diǎn)pH值為8.5時(shí)，在973cm -1處出現(xiàn)非紅外活性的對(duì)稱伸縮振動(dòng)ν1模型的弱肩峰出現(xiàn)，表明SO 4 2-離子的Td對(duì)稱性降低導(dǎo)致簡(jiǎn)并譜帶分裂，直至pH＝10.0使得其拉曼活性轉(zhuǎn)變?yōu)榧t外活性而出現(xiàn)新的特征吸收峰。此外，Td對(duì)稱型的SO 4 2-離子顯示出紅外活性的振動(dòng)模型為三重簡(jiǎn)并的反對(duì)稱伸縮振動(dòng)模型νSO 4 2-(1072～1093cm -1)和彎曲振動(dòng)模型δSO 4 2-(603cm -1)，隨著終點(diǎn)pH值由7.5升至1.0，SO 4 2-離子的特征吸收峰強(qiáng)度呈現(xiàn)先增加后減弱的趨勢(shì)，表明SO 4 2-離子在LDH板層中的插入效果是先增強(qiáng)后減弱的。當(dāng)在終點(diǎn)pH值為9.0時(shí)，SO 4 2離子的插層效果最佳。1365cm -1附近的特征吸收峰代表CO 3 2-離子的反對(duì)稱伸縮模式(ν3)。上述特征峰出現(xiàn)的原因是在反應(yīng)和干燥過(guò)程將空氣中的CO 2引入層狀結(jié)構(gòu)中產(chǎn)生的。400～800cm -1范圍內(nèi)的低頻峰可能是由于M-O鍵和O-M-O鍵的拉伸振動(dòng)引起的。571cm -1附近的弱峰與金屬氧化物中的M-O鍵的彎曲振動(dòng)相關(guān)。LDH層板晶格鏈(Mg-O-Mg)的特征吸收峰的出現(xiàn)范圍在700～400cm -1之間，因此，545cm -1處的特征吸收峰由層板晶格鏈的伸縮振動(dòng)引起。隨著終點(diǎn)pH值從7.0升至10.0，此處的特征峰強(qiáng)度出現(xiàn)先增強(qiáng)后減弱的趨勢(shì)，在pH＝9時(shí)，該特征峰的強(qiáng)度最高，即pH＝9.0時(shí)層板中的晶格鏈特征化最強(qiáng)。當(dāng)pH＝10時(shí)，由于Mg 2+形成氫氧化物沉淀，導(dǎo)致此處特征峰減弱。

對(duì)第二次調(diào)整pH之后反應(yīng)所得的出水靜置30～60min后，取上清液投加KMnO 4，以強(qiáng)化Mn 2+離子的去除效果。當(dāng)?shù)诙握{(diào)節(jié)的終點(diǎn)pH值分別為7.0、7.5、8.0、8.5和9.0時(shí)，出水中Mn 2+離子的濃度如表3所示。表3為不同終點(diǎn)pH值下出水中的Mn 2+離子濃度表。

表3不同終點(diǎn)pH值下出水中的Mn 2+離子濃度表

從表3可以看出，隨著終點(diǎn)pH值的增加，模擬廢水中的Mn 2+離子濃度逐漸降低，但均未達(dá)到出水Mn 2+離子濃度低于2mg/L的標(biāo)準(zhǔn)。在不同的終點(diǎn)pH值下設(shè)立不同KMnO 4投加量，繪制KMnO 4投加量和出水Mn 2+離子濃度的擬合曲線，根據(jù)擬合曲線確定出水Mn 2+離子濃度達(dá)標(biāo)時(shí)所需KMnO 4的理論投加量。其中，所得擬合曲線如圖8所示，所需KMnO 4的理論投加量如表4所示，表4為不同終點(diǎn)pH值下出水達(dá)標(biāo)所需KMnO 4的理論投加量表。不同終點(diǎn)pH值下，所需KMnO 4的理論投加量下的出水Mn 2+離子濃度如表5所示。

表4不同終點(diǎn)pH值下出水達(dá)標(biāo)所需KMnO 4的理論投加量表

表5不同終點(diǎn)pH值下，KMnO 4理論投加量下的出水Mn 2+離子濃度表

從表5可以看出，在不同終點(diǎn)pH值下，按照表4中所需KMnO 4理論投加量投加KMnO 4，出水的Mn 2+離子濃度均可以達(dá)標(biāo)。其中，當(dāng)終點(diǎn)pH值為8.5時(shí)，所需的KMnO 4投加量最少。

根據(jù)市場(chǎng)調(diào)研，工業(yè)級(jí)高錳酸鉀單價(jià)為0.03元/g，工業(yè)級(jí)苛性鈉的單價(jià)為0.0015元/g。按照表1，采用相應(yīng)的金屬硫酸鹽配制模擬廢水，設(shè)置4個(gè)實(shí)驗(yàn)組。第一次調(diào)整各實(shí)驗(yàn)組模擬廢水的pH值為5.0，在調(diào)整pH值時(shí)將適量1mol/L的氫氧化鈉溶液一次性添加到待處理廢水中，攪拌反應(yīng)，攪拌轉(zhuǎn)速為200r/min，時(shí)間為5min。反應(yīng)完畢后，從各個(gè)實(shí)驗(yàn)組得到的溶液取1L，之后向各組依次繼續(xù)一次性添加氫氧化鈉溶液直至終點(diǎn)pH值＝7、7.5、8.0、8.5，攪拌轉(zhuǎn)速為350r/min，時(shí)間為10min，之后，按照表5中不同終點(diǎn)pH值的KMnO 4投加量添加高錳酸鉀，添加高錳酸鉀的同時(shí)以400r/min的轉(zhuǎn)速進(jìn)行攪拌。計(jì)算第二次調(diào)整pH值以及添加高錳酸鉀所需的成本，結(jié)果如表6所示，投料成本評(píng)價(jià)結(jié)果如圖8所示。表6為不同終點(diǎn)pH值下，處理1L廢水所需的成本表，

表6不同終點(diǎn)pH值下，處理1L廢水所需的成本表

從表6和圖8可以看出，高錳酸鉀理論消耗摩爾比為1.5，但是由于隨著pH提高，溶液中剩余的Mn 2+離子被高錳酸鉀氧化形成的MnO 2不僅對(duì)Mn 2+離子具有吸附效果，同時(shí)還具有自催化作用，其中以終點(diǎn)pH值為8.5時(shí)最明顯。由此可見(jiàn)，當(dāng)終點(diǎn)pH值為8.5條件下，處理廢水所需的成本最低，這主要是因?yàn)閜H＝8.5利用酸性礦山廢水中的共存離子，調(diào)控形成LDH以去除絕大部分的Mn 2+，該步驟減少了后期KMnO 4的投加量，從而降低了成本。

以上所述僅是本發(fā)明的優(yōu)選實(shí)施方式，應(yīng)當(dāng)指出，對(duì)于本技術(shù)領(lǐng)域的普通技術(shù)人員來(lái)說(shuō)，在不脫離本發(fā)明原理的前提下，還可以做出若干改進(jìn)和潤(rùn)飾，這些改進(jìn)和潤(rùn)飾也應(yīng)視為本發(fā)明的保護(hù)范圍。

酸性礦山廢水的處理方法.pdf