冶煉廢水中重金屬處理方法

在冶煉過(guò)程中會(huì)產(chǎn)生大量的工業(yè)廢水，這種廢水的來(lái)源包括冷卻水、冶煉沖渣水、煙氣制酸的污酸廢水、冶煉過(guò)程中的清洗水以及雨水等。冶煉廢水中常富含多種重金屬，重金屬污染的水體存在持久危害性，并且隨著污染物的遷移轉(zhuǎn)化[1-4]。因此，研究能夠同時(shí)高效去除多種重金屬的方法，對(duì)于冶煉廢水處理具有重要意義。

對(duì)于含重金屬的冶煉廢水，傳統(tǒng)方法有物理吸附法、化學(xué)混凝法、光化學(xué)催化法以及生物處理方法等[5-6]。其中物理吸附法操作簡(jiǎn)單且經(jīng)濟(jì)高效，是應(yīng)用普遍的一種深度處理技術(shù)。膨潤(rùn)土作為一種天然廉價(jià)的粘土礦物吸附劑，其結(jié)構(gòu)和功能可調(diào)控，在水處理中具有良好的應(yīng)用前景[7]。目前膨潤(rùn)土的主要改性方法有：酸化改性、鈉化鋰化改性、有機(jī)改性和熱改性。隨著微波化學(xué)研究的深入，目前人們已經(jīng)將微波技術(shù)應(yīng)用到高分子合成、固體快離子導(dǎo)體的制備、超細(xì)納米粉體材料等多種領(lǐng)域[8-10]。采用微波改性膨潤(rùn)土，有望在提高吸附劑性能的同時(shí)，節(jié)約能耗和降低成本。

改性膨潤(rùn)土吸附技術(shù)在實(shí)際廢水處理中尚存在沉降性能較差的缺點(diǎn)，研究表明物理吸附法- 化學(xué)混凝法聯(lián)用技術(shù)可提高水處理劑的沉降性能[11]。本文嘗試采用微波改性膨潤(rùn)土和PAM 聯(lián)用技術(shù)處理某冶煉廢水中的重金屬，以其提高實(shí)際冶煉廢水中重金屬的處理效率并降低處理成本。

1 試驗(yàn)部分

1.1 試驗(yàn)土樣、試劑及儀器

試驗(yàn)采用鈣基膨潤(rùn)土產(chǎn)自內(nèi)蒙古地區(qū)。其陽(yáng)離子交換容量為1.08 mmol/g，單位晶胞平均電荷為-0.82 e，用XRD 對(duì)此膨潤(rùn)土樣的成分分析，具體分析見表1。

表1 內(nèi)蒙古鈣基膨潤(rùn)土的化學(xué)成分全分析

Tab.1 Complete chemical analysis for bentonite used in experiment from Inner Mongolia

 試驗(yàn)試劑：聚丙烯酰胺（PAM）、聚合氯化鋁（PAC）、氫氧化鈉，以上試劑均為分析純。

試驗(yàn)儀器：日本SHIMADZU AY220 型電子天平、AA700 型原子吸收光譜儀（Perkin-Elmer）、深圳中潤(rùn)ZR4-6 混凝攪拌器、日本島津pH 計(jì)、微波發(fā)生器（微波爐，功率800W），上海天美低溫冷凍離心機(jī)。

1.2 微波改性膨潤(rùn)土的制備

原土預(yù)處理：將鈣基膨潤(rùn)土原土用蒸餾水浸泡10 h，水洗3 次后風(fēng)干至恒重，再研磨，過(guò)0.075 mm篩，作為原土備用。

用坩堝取一定量的膨潤(rùn)土原土，將其放置于微波爐（功率800 W）中，恒定功率微波消解不同時(shí)間，即得到試驗(yàn)所需的微波改性膨潤(rùn)土。

1.3 分析指標(biāo)及方法

試驗(yàn)所用廢水水樣取自湖南省資興市某鉛鋅冶煉廠廢水排放口，pH 為4.3；COD 為27 mg/L；SS 質(zhì)量濃度為6.4 mg/L；鉛質(zhì)量濃度為1.46 mg/L；鋅質(zhì)量濃度為219.40 mg/L；鎘質(zhì)量濃度為10.55 mg/L；錳質(zhì)量濃度為19.25 mg/L。

吸附試驗(yàn)：取600 mL 實(shí)際冶煉廢水水樣于1 L的有機(jī)玻璃燒杯中，加入一定量的微波改性膨潤(rùn)土，調(diào)節(jié)溶液pH，以200 r/min 的速度攪拌一定時(shí)間，然后以3 000 r/min 速度離心后，取10 mL 上清液置于25 mL 離心管中，并測(cè)定上清液中的重金屬含量。

混凝試驗(yàn)：將經(jīng)吸附處理過(guò)的水樣置于1 L的有機(jī)玻璃燒杯中，加入一定量的混凝劑，在混凝攪拌器中先快速攪拌5 min（攪拌速率為100 r/min），再慢速攪拌10 min（攪拌速率為50 r/min），靜置沉降15 min 后，通過(guò)取樣口得到上清液并測(cè)定其中的重金屬含量。

2 結(jié)果與討論

2.1 膨潤(rùn)土投加量對(duì)重金屬去除率的影響

分別采用膨潤(rùn)土原土和微波改性膨潤(rùn)土進(jìn)行吸附試驗(yàn)，考察膨潤(rùn)土投加量對(duì)重金屬去除率的影響，結(jié)果如圖1 所示。

從圖1 中可以看出，隨著投加量的增加，膨潤(rùn)土原土和微波改性膨潤(rùn)土對(duì)重金屬的去除率均呈現(xiàn)出上升的趨勢(shì)。當(dāng)投加量相同時(shí)，微波改性膨潤(rùn)土對(duì)重金屬的吸附能力明顯優(yōu)于原膨潤(rùn)土，當(dāng)投加量為25g/L 時(shí)，微波改性膨潤(rùn)土對(duì)錳、鋅、鎘和鉛的去除率分別達(dá)到了71.9%、89.7%、78.5%和93.1%，相對(duì)于原土，分別提高了9.8%、5.4%、15%和1.2%。但出水中鋅、鎘濃度仍未能達(dá)到鉛、鋅工業(yè)污染物排放標(biāo)準(zhǔn)（GB 25466－2010）。從圖2 中原土和微波改性膨潤(rùn)土的XRD 可知，原膨潤(rùn)土在2θ為6.30°處有較弱衍射峰，微波改性膨潤(rùn)土在2θ為7.03°處有較弱衍射峰。因此可以計(jì)算得到，原膨潤(rùn)土的層間距（d001）為1.403 nm，微波改性膨潤(rùn)土的d001 為1.256 nm。改性后層間距減小，是由于微波加熱不僅可以使膨潤(rùn)土先后失去表面水、層間水和結(jié)構(gòu)水，還能氧化膨潤(rùn)土顆粒表面的有機(jī)成分，改變顆粒的晶體結(jié)構(gòu)，使膨潤(rùn)土板狀體形成許多小孔隙，比原膨潤(rùn)土顯得更疏松多孔，空隙分布也更均勻，從而提高了其吸附性能。

 

2.2 吸附與混凝聯(lián)用對(duì)重金屬的去除效果

2.2.1不同混凝劑與微波改性膨潤(rùn)土聯(lián)用對(duì)重金屬去除效果的影響

分別選取PAM 和PAC 兩種常見混凝劑，采用吸附- 混凝聯(lián)用技術(shù)，同時(shí)加入微波改性膨潤(rùn)土與混凝劑，考察不同混凝劑對(duì)重金屬去除效果的影響?？刂茝U水水樣pH=7，微波改性膨潤(rùn)土投加量為25g/L，吸附時(shí)間為60 min，2 種混凝劑投加量均為2～12 mg/L，試驗(yàn)分別如圖3 所示。

 由圖3 可知，PAM 對(duì)重金屬處理效果要明顯優(yōu)于PAC 的處理效果。隨著投加量的增加，混凝劑與微波改性膨潤(rùn)土聯(lián)用后對(duì)重金屬的去除率逐漸增加。當(dāng)PAM 的投加量為6 mg/L 時(shí)，對(duì)錳、鋅、鎘和鉛的去除率分別可以達(dá)到96.3%、94.8%、95.7%和94.7%。但隨著PAM 的投加量繼續(xù)增加，去除率基本保持不變。而且混凝過(guò)程中，PAM 可以快速形成較大且密實(shí)的絮體，沉降速度明顯快于PAC。說(shuō)明PAM 對(duì)吸附后膨潤(rùn)土的網(wǎng)捕以及吸附架橋能力強(qiáng)于PAC，因此，在后續(xù)試驗(yàn)中將采用PAM 作為混凝劑。

2.2.2不同PAM 投加量與微波改性膨潤(rùn)土聯(lián)用對(duì)重金屬去除效果的影響

調(diào)節(jié)廢水水樣pH 為7，先投加微波改性膨潤(rùn)土，控制微波改性膨潤(rùn)土的投加量為25 g/L，吸附時(shí)間為60 min，待吸附完成之后再投加PAM 且投加量分別為1～6 mg/L，通過(guò)吸附- 混凝聯(lián)用技術(shù)進(jìn)一步考察PAM 投加量對(duì)重金屬去除效果的影響，結(jié)果如圖4 所示。

 從圖4 中可以得到，隨著PAM 投加量的增大，吸附- 混凝對(duì)冶煉廢水中的重金屬去除率逐漸增高，這主要是由于當(dāng)PAM 投加量較小時(shí)，雖然少量的PAM 與膨潤(rùn)土形成了絮體，但是絮體體積較小，不易沉降，所以導(dǎo)致混凝階段完成之后，去除效果不明顯，當(dāng)增大PAM 的投加量時(shí)，足夠的混凝劑可以快速通過(guò)架橋以及網(wǎng)捕作用形成較大的絮體，并且迅速沉至燒杯底部，從而去除效率增加[12]。另外，從圖3 和圖4 的對(duì)比中可以得出，先投加微波改性膨潤(rùn)土后加PAM 的處理效果要比微波改性膨潤(rùn)土與PAM 同時(shí)加的處理效果好，這是由于膨潤(rùn)土對(duì)水中的PAM 有吸附去除作用，而且，還未在水中完全分散的膨潤(rùn)土?xí)?duì)投加量少的PAM 覆蓋，從而影響了微波改性膨潤(rùn)土的吸附能力和PAM 的絮凝能力[13]。因此在后續(xù)試驗(yàn)中將采用先加微波改性膨潤(rùn)土后加PAM 的投加順序。

2.2.3不同微波改性膨潤(rùn)土投加量與PAM 聯(lián)用對(duì)重金屬去除效果的影響

選用微波改性膨潤(rùn)土投加量為15～40 g/L，PAM投加量為2 mg/L，廢水水樣pH 為7，通過(guò)吸附- 混凝聯(lián)用技術(shù)考察改性膨潤(rùn)土投加量對(duì)重金屬去除效果的影響，結(jié)果如圖5 所示。

 由圖5 可知，隨著微波改性膨潤(rùn)土投加量的增加，去除率呈現(xiàn)逐漸增加的趨勢(shì)。當(dāng)投加量超過(guò)25g/L 以后，對(duì)重金屬的去除率增加趨勢(shì)逐漸緩慢。當(dāng)微波改性膨潤(rùn)土的投加量為25 g/L 時(shí)，對(duì)廢水中錳、鋅、鎘和鉛的去除率分別可以達(dá)到93.6%、91.8%、91.7%和93.4%。從成本和去除效果的角度考慮，應(yīng)選微波改性膨潤(rùn)土的投加量為25g/L 為宜。

2.2.4吸附時(shí)間對(duì)重金屬去除效果的影響

選取微波改性膨潤(rùn)土投加量為25 g/L，PAM 投加量為2 mg/L，水樣pH 為7，吸附時(shí)間分別為20～70 min，考察吸附時(shí)間對(duì)重金屬去除效果的影響，試驗(yàn)結(jié)果如圖6 所示。

 由圖6 可知，重金屬的去除率隨著吸附時(shí)間的增加而增加，當(dāng)吸附時(shí)間為50 min 時(shí)，對(duì)錳、鋅、鎘和鉛的去除率分別為98.9% 、93.9% 、99.3% 和97.4%，吸附時(shí)間的繼續(xù)增加，去除率均增長(zhǎng)緩慢，曲線趨于平緩，說(shuō)明當(dāng)吸附時(shí)間為50 min 時(shí)，基本達(dá)到吸附平衡。因此，控制最佳吸附時(shí)間為50 min。

2.2.5水樣pH 對(duì)重金屬去除效果的影響

選取微波改性膨潤(rùn)土投加量為25 g/L，PAM 投加量為2 mg/L，調(diào)節(jié)水樣pH 為4～9，吸附時(shí)間為50 min，考察pH 對(duì)重金屬去除效果的影響，結(jié)果如圖7 所示。

 由圖7 可知，重金屬的去除率均隨著pH 的增大而增加。在酸性環(huán)境下，由于水中大量存在H+ 與重金屬離子發(fā)生競(jìng)爭(zhēng)吸附，從而致使吸附混凝聯(lián)合技術(shù)對(duì)重金屬的去除效果相對(duì)較差；當(dāng)pH 升高時(shí)，OH- 離子增加，降低了競(jìng)爭(zhēng)吸附，從而使重金屬的去除率增加。當(dāng)pH=8 時(shí)，對(duì)錳、鋅、鎘和鉛的去除率分別達(dá)到98.9%、99.6%、99.7%和98.3%。為避免出水后pH 過(guò)高，pH 應(yīng)選擇8 為宜。在此pH 下，出水中的鋅、鎘和鉛的排放濃度均達(dá)到GB 25466－2010，錳的排放濃度達(dá)到城市污水再生利用工業(yè)用水水質(zhì)（GB/T 19923－2005）。

2.2.6微波改性膨潤(rùn)土吸附及其與PAM 混凝聯(lián)用處理后水樣的沉降性能比較

比較微波改性膨潤(rùn)土和吸附- 混凝聯(lián)用技術(shù)吸附處理后沉降3 min 時(shí)水樣的沉降效果結(jié)果表明，采用吸附混凝聯(lián)用技術(shù)處理后沉降3 min 后，絕大部分絮體已經(jīng)沉至燒杯底部；而此時(shí)單獨(dú)采用微波改性膨潤(rùn)土吸附處理的水樣仍呈懸濁狀，且經(jīng)過(guò)1 h 后仍未達(dá)到完全沉降。說(shuō)明采用吸附- 混凝聯(lián)用技術(shù)可以大大提高水樣的沉降性，節(jié)省了水力停留時(shí)間。

2.2.7掃描電鏡

利用掃描電鏡分別對(duì)膨潤(rùn)土原土、微波改性膨潤(rùn)土和吸附混凝處理后絮體的結(jié)構(gòu)進(jìn)行了觀察，結(jié)果如圖8 所示。

 從圖8 中可以看出，微波改性膨潤(rùn)土相比原土呈現(xiàn)出了更多的卷邊結(jié)構(gòu)的板狀體，這些板狀體可以形成小空隙，從而提高了膨潤(rùn)土的吸附性能。膨潤(rùn)土表面覆蓋著大量的絮體，說(shuō)明PAM 與已完成吸附的改性膨潤(rùn)土通過(guò)吸附架橋、網(wǎng)捕等作用快速沉降至燒杯底部。

2.3 工藝流程處理及成本估算

該工藝的具體處理流程如圖9 所示。

 按處理每噸水計(jì)算，需要微波改性膨潤(rùn)土的量為25 kg，PAM 的量為2 g，其中膨潤(rùn)土原土的價(jià)格為200 元/t，但是膨潤(rùn)土可經(jīng)過(guò)酸改性后回收再生利用5 次以上效果仍然較好[14]，PAM 的價(jià)格為1 萬(wàn)元/t，估算可得原材料成本為1.00 元；根據(jù)工業(yè)用電電價(jià)以及微波設(shè)備功率可以得到微波改性土的能耗成本為0.05 元/kg，可得該處理工藝的能耗成本為0.75 元；微波消解儀的價(jià)格為4 800 元/ 臺(tái)，按照15年的折就率計(jì)算設(shè)備成本為0.18 元。依據(jù)以上價(jià)格計(jì)算可得，該處理工藝的總成本為1.88 元/t。具體參見m.tax-pages.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

3 結(jié)論

微波改性后的膨潤(rùn)土的吸附性能要優(yōu)于膨潤(rùn)土原土。當(dāng)投加量均為25 g/L 時(shí)，微波改性膨潤(rùn)土對(duì)冶煉廢水中錳、鋅、鎘和鉛的去除率分別為71.9%、89.7%、78.5%和93.1%。

采用微波改性膨潤(rùn)土吸附-PAM 混凝聯(lián)用技術(shù)對(duì)冶煉廢水中重金屬進(jìn)行處理，處理效果要好優(yōu)于微波改性膨潤(rùn)土吸附-PAC 混凝聯(lián)用技術(shù)，沉降性能得到改善。

在微波改性膨潤(rùn)土投加量為25 g/L，PAM 投加量為2 mg/L，pH 為8，吸附時(shí)間為50 min 時(shí)，對(duì)冶煉廢水中的錳、鋅、鎘和鉛的去除率分別可以達(dá)到98.9%、99.6%、99.7%和98.3%。出水中的鋅、鎘和鉛的排放濃度均達(dá)到GB 25466-2010，錳的排放濃度達(dá)到GB/T 19923-2005。

在冶煉過(guò)程中會(huì)產(chǎn)生大量的工業(yè)廢水，這種廢水的來(lái)源包括冷卻水、冶煉沖渣水、煙氣制酸的污酸廢水、冶煉過(guò)程中的清洗水以及雨水等。冶煉廢水中常富含多種重金屬，重金屬污染的水體存在持久危害性，并且隨著污染物的遷移轉(zhuǎn)化[1-4]。因此，研究能夠同時(shí)高效去除多種重金屬的方法，對(duì)于冶煉廢水處理具有重要意義。

對(duì)于含重金屬的冶煉廢水，傳統(tǒng)方法有物理吸附法、化學(xué)混凝法、光化學(xué)催化法以及生物處理方法等[5-6]。其中物理吸附法操作簡(jiǎn)單且經(jīng)濟(jì)高效，是應(yīng)用普遍的一種深度處理技術(shù)。膨潤(rùn)土作為一種天然廉價(jià)的粘土礦物吸附劑，其結(jié)構(gòu)和功能可調(diào)控，在水處理中具有良好的應(yīng)用前景[7]。目前膨潤(rùn)土的主要改性方法有：酸化改性、鈉化鋰化改性、有機(jī)改性和熱改性。隨著微波化學(xué)研究的深入，目前人們已經(jīng)將微波技術(shù)應(yīng)用到高分子合成、固體快離子導(dǎo)體的制備、超細(xì)納米粉體材料等多種領(lǐng)域[8-10]。采用微波改性膨潤(rùn)土，有望在提高吸附劑性能的同時(shí)，節(jié)約能耗和降低成本。

改性膨潤(rùn)土吸附技術(shù)在實(shí)際廢水處理中尚存在沉降性能較差的缺點(diǎn)，研究表明物理吸附法- 化學(xué)混凝法聯(lián)用技術(shù)可提高水處理劑的沉降性能[11]。本文嘗試采用微波改性膨潤(rùn)土和PAM 聯(lián)用技術(shù)處理某冶煉廢水中的重金屬，以其提高實(shí)際冶煉廢水中重金屬的處理效率并降低處理成本。

1 試驗(yàn)部分

1.1 試驗(yàn)土樣、試劑及儀器

試驗(yàn)采用鈣基膨潤(rùn)土產(chǎn)自內(nèi)蒙古地區(qū)。其陽(yáng)離子交換容量為1.08 mmol/g，單位晶胞平均電荷為-0.82 e，用XRD 對(duì)此膨潤(rùn)土樣的成分分析，具體分析見表1。

表1 內(nèi)蒙古鈣基膨潤(rùn)土的化學(xué)成分全分析

Tab.1 Complete chemical analysis for bentonite used in experiment from Inner Mongolia

 試驗(yàn)試劑：聚丙烯酰胺（PAM）、聚合氯化鋁（PAC）、氫氧化鈉，以上試劑均為分析純。

試驗(yàn)儀器：日本SHIMADZU AY220 型電子天平、AA700 型原子吸收光譜儀（Perkin-Elmer）、深圳中潤(rùn)ZR4-6 混凝攪拌器、日本島津pH 計(jì)、微波發(fā)生器（微波爐，功率800W），上海天美低溫冷凍離心機(jī)。

1.2 微波改性膨潤(rùn)土的制備

原土預(yù)處理：將鈣基膨潤(rùn)土原土用蒸餾水浸泡10 h，水洗3 次后風(fēng)干至恒重，再研磨，過(guò)0.075 mm篩，作為原土備用。

用坩堝取一定量的膨潤(rùn)土原土，將其放置于微波爐（功率800 W）中，恒定功率微波消解不同時(shí)間，即得到試驗(yàn)所需的微波改性膨潤(rùn)土。

1.3 分析指標(biāo)及方法

試驗(yàn)所用廢水水樣取自湖南省資興市某鉛鋅冶煉廠廢水排放口，pH 為4.3；COD 為27 mg/L；SS 質(zhì)量濃度為6.4 mg/L；鉛質(zhì)量濃度為1.46 mg/L；鋅質(zhì)量濃度為219.40 mg/L；鎘質(zhì)量濃度為10.55 mg/L；錳質(zhì)量濃度為19.25 mg/L。

吸附試驗(yàn)：取600 mL 實(shí)際冶煉廢水水樣于1 L的有機(jī)玻璃燒杯中，加入一定量的微波改性膨潤(rùn)土，調(diào)節(jié)溶液pH，以200 r/min 的速度攪拌一定時(shí)間，然后以3 000 r/min 速度離心后，取10 mL 上清液置于25 mL 離心管中，并測(cè)定上清液中的重金屬含量。

混凝試驗(yàn)：將經(jīng)吸附處理過(guò)的水樣置于1 L的有機(jī)玻璃燒杯中，加入一定量的混凝劑，在混凝攪拌器中先快速攪拌5 min（攪拌速率為100 r/min），再慢速攪拌10 min（攪拌速率為50 r/min），靜置沉降15 min 后，通過(guò)取樣口得到上清液并測(cè)定其中的重金屬含量。

2 結(jié)果與討論

2.1 膨潤(rùn)土投加量對(duì)重金屬去除率的影響

分別采用膨潤(rùn)土原土和微波改性膨潤(rùn)土進(jìn)行吸附試驗(yàn)，考察膨潤(rùn)土投加量對(duì)重金屬去除率的影響，結(jié)果如圖1 所示。

從圖1 中可以看出，隨著投加量的增加，膨潤(rùn)土原土和微波改性膨潤(rùn)土對(duì)重金屬的去除率均呈現(xiàn)出上升的趨勢(shì)。當(dāng)投加量相同時(shí)，微波改性膨潤(rùn)土對(duì)重金屬的吸附能力明顯優(yōu)于原膨潤(rùn)土，當(dāng)投加量為25g/L 時(shí)，微波改性膨潤(rùn)土對(duì)錳、鋅、鎘和鉛的去除率分別達(dá)到了71.9%、89.7%、78.5%和93.1%，相對(duì)于原土，分別提高了9.8%、5.4%、15%和1.2%。但出水中鋅、鎘濃度仍未能達(dá)到鉛、鋅工業(yè)污染物排放標(biāo)準(zhǔn)（GB 25466－2010）。從圖2 中原土和微波改性膨潤(rùn)土的XRD 可知，原膨潤(rùn)土在2θ為6.30°處有較弱衍射峰，微波改性膨潤(rùn)土在2θ為7.03°處有較弱衍射峰。因此可以計(jì)算得到，原膨潤(rùn)土的層間距（d001）為1.403 nm，微波改性膨潤(rùn)土的d001 為1.256 nm。改性后層間距減小，是由于微波加熱不僅可以使膨潤(rùn)土先后失去表面水、層間水和結(jié)構(gòu)水，還能氧化膨潤(rùn)土顆粒表面的有機(jī)成分，改變顆粒的晶體結(jié)構(gòu)，使膨潤(rùn)土板狀體形成許多小孔隙，比原膨潤(rùn)土顯得更疏松多孔，空隙分布也更均勻，從而提高了其吸附性能。

 

2.2 吸附與混凝聯(lián)用對(duì)重金屬的去除效果

2.2.1不同混凝劑與微波改性膨潤(rùn)土聯(lián)用對(duì)重金屬去除效果的影響

分別選取PAM 和PAC 兩種常見混凝劑，采用吸附- 混凝聯(lián)用技術(shù)，同時(shí)加入微波改性膨潤(rùn)土與混凝劑，考察不同混凝劑對(duì)重金屬去除效果的影響?？刂茝U水水樣pH=7，微波改性膨潤(rùn)土投加量為25g/L，吸附時(shí)間為60 min，2 種混凝劑投加量均為2～12 mg/L，試驗(yàn)分別如圖3 所示。

 由圖3 可知，PAM 對(duì)重金屬處理效果要明顯優(yōu)于PAC 的處理效果。隨著投加量的增加，混凝劑與微波改性膨潤(rùn)土聯(lián)用后對(duì)重金屬的去除率逐漸增加。當(dāng)PAM 的投加量為6 mg/L 時(shí)，對(duì)錳、鋅、鎘和鉛的去除率分別可以達(dá)到96.3%、94.8%、95.7%和94.7%。但隨著PAM 的投加量繼續(xù)增加，去除率基本保持不變。而且混凝過(guò)程中，PAM 可以快速形成較大且密實(shí)的絮體，沉降速度明顯快于PAC。說(shuō)明PAM 對(duì)吸附后膨潤(rùn)土的網(wǎng)捕以及吸附架橋能力強(qiáng)于PAC，因此，在后續(xù)試驗(yàn)中將采用PAM 作為混凝劑。

2.2.2不同PAM 投加量與微波改性膨潤(rùn)土聯(lián)用對(duì)重金屬去除效果的影響

調(diào)節(jié)廢水水樣pH 為7，先投加微波改性膨潤(rùn)土，控制微波改性膨潤(rùn)土的投加量為25 g/L，吸附時(shí)間為60 min，待吸附完成之后再投加PAM 且投加量分別為1～6 mg/L，通過(guò)吸附- 混凝聯(lián)用技術(shù)進(jìn)一步考察PAM 投加量對(duì)重金屬去除效果的影響，結(jié)果如圖4 所示。

 從圖4 中可以得到，隨著PAM 投加量的增大，吸附- 混凝對(duì)冶煉廢水中的重金屬去除率逐漸增高，這主要是由于當(dāng)PAM 投加量較小時(shí)，雖然少量的PAM 與膨潤(rùn)土形成了絮體，但是絮體體積較小，不易沉降，所以導(dǎo)致混凝階段完成之后，去除效果不明顯，當(dāng)增大PAM 的投加量時(shí)，足夠的混凝劑可以快速通過(guò)架橋以及網(wǎng)捕作用形成較大的絮體，并且迅速沉至燒杯底部，從而去除效率增加[12]。另外，從圖3 和圖4 的對(duì)比中可以得出，先投加微波改性膨潤(rùn)土后加PAM 的處理效果要比微波改性膨潤(rùn)土與PAM 同時(shí)加的處理效果好，這是由于膨潤(rùn)土對(duì)水中的PAM 有吸附去除作用，而且，還未在水中完全分散的膨潤(rùn)土?xí)?duì)投加量少的PAM 覆蓋，從而影響了微波改性膨潤(rùn)土的吸附能力和PAM 的絮凝能力[13]。因此在后續(xù)試驗(yàn)中將采用先加微波改性膨潤(rùn)土后加PAM 的投加順序。

2.2.3不同微波改性膨潤(rùn)土投加量與PAM 聯(lián)用對(duì)重金屬去除效果的影響

選用微波改性膨潤(rùn)土投加量為15～40 g/L，PAM投加量為2 mg/L，廢水水樣pH 為7，通過(guò)吸附- 混凝聯(lián)用技術(shù)考察改性膨潤(rùn)土投加量對(duì)重金屬去除效果的影響，結(jié)果如圖5 所示。

 由圖5 可知，隨著微波改性膨潤(rùn)土投加量的增加，去除率呈現(xiàn)逐漸增加的趨勢(shì)。當(dāng)投加量超過(guò)25g/L 以后，對(duì)重金屬的去除率增加趨勢(shì)逐漸緩慢。當(dāng)微波改性膨潤(rùn)土的投加量為25 g/L 時(shí)，對(duì)廢水中錳、鋅、鎘和鉛的去除率分別可以達(dá)到93.6%、91.8%、91.7%和93.4%。從成本和去除效果的角度考慮，應(yīng)選微波改性膨潤(rùn)土的投加量為25g/L 為宜。

2.2.4吸附時(shí)間對(duì)重金屬去除效果的影響

選取微波改性膨潤(rùn)土投加量為25 g/L，PAM 投加量為2 mg/L，水樣pH 為7，吸附時(shí)間分別為20～70 min，考察吸附時(shí)間對(duì)重金屬去除效果的影響，試驗(yàn)結(jié)果如圖6 所示。

 由圖6 可知，重金屬的去除率隨著吸附時(shí)間的增加而增加，當(dāng)吸附時(shí)間為50 min 時(shí)，對(duì)錳、鋅、鎘和鉛的去除率分別為98.9% 、93.9% 、99.3% 和97.4%，吸附時(shí)間的繼續(xù)增加，去除率均增長(zhǎng)緩慢，曲線趨于平緩，說(shuō)明當(dāng)吸附時(shí)間為50 min 時(shí)，基本達(dá)到吸附平衡。因此，控制最佳吸附時(shí)間為50 min。

2.2.5水樣pH 對(duì)重金屬去除效果的影響

選取微波改性膨潤(rùn)土投加量為25 g/L，PAM 投加量為2 mg/L，調(diào)節(jié)水樣pH 為4～9，吸附時(shí)間為50 min，考察pH 對(duì)重金屬去除效果的影響，結(jié)果如圖7 所示。

 由圖7 可知，重金屬的去除率均隨著pH 的增大而增加。在酸性環(huán)境下，由于水中大量存在H+ 與重金屬離子發(fā)生競(jìng)爭(zhēng)吸附，從而致使吸附混凝聯(lián)合技術(shù)對(duì)重金屬的去除效果相對(duì)較差；當(dāng)pH 升高時(shí)，OH- 離子增加，降低了競(jìng)爭(zhēng)吸附，從而使重金屬的去除率增加。當(dāng)pH=8 時(shí)，對(duì)錳、鋅、鎘和鉛的去除率分別達(dá)到98.9%、99.6%、99.7%和98.3%。為避免出水后pH 過(guò)高，pH 應(yīng)選擇8 為宜。在此pH 下，出水中的鋅、鎘和鉛的排放濃度均達(dá)到GB 25466－2010，錳的排放濃度達(dá)到城市污水再生利用工業(yè)用水水質(zhì)（GB/T 19923－2005）。

2.2.6微波改性膨潤(rùn)土吸附及其與PAM 混凝聯(lián)用處理后水樣的沉降性能比較

比較微波改性膨潤(rùn)土和吸附- 混凝聯(lián)用技術(shù)吸附處理后沉降3 min 時(shí)水樣的沉降效果結(jié)果表明，采用吸附混凝聯(lián)用技術(shù)處理后沉降3 min 后，絕大部分絮體已經(jīng)沉至燒杯底部；而此時(shí)單獨(dú)采用微波改性膨潤(rùn)土吸附處理的水樣仍呈懸濁狀，且經(jīng)過(guò)1 h 后仍未達(dá)到完全沉降。說(shuō)明采用吸附- 混凝聯(lián)用技術(shù)可以大大提高水樣的沉降性，節(jié)省了水力停留時(shí)間。

2.2.7掃描電鏡

利用掃描電鏡分別對(duì)膨潤(rùn)土原土、微波改性膨潤(rùn)土和吸附混凝處理后絮體的結(jié)構(gòu)進(jìn)行了觀察，結(jié)果如圖8 所示。

 從圖8 中可以看出，微波改性膨潤(rùn)土相比原土呈現(xiàn)出了更多的卷邊結(jié)構(gòu)的板狀體，這些板狀體可以形成小空隙，從而提高了膨潤(rùn)土的吸附性能。膨潤(rùn)土表面覆蓋著大量的絮體，說(shuō)明PAM 與已完成吸附的改性膨潤(rùn)土通過(guò)吸附架橋、網(wǎng)捕等作用快速沉降至燒杯底部。

2.3 工藝流程處理及成本估算

該工藝的具體處理流程如圖9 所示。

 按處理每噸水計(jì)算，需要微波改性膨潤(rùn)土的量為25 kg，PAM 的量為2 g，其中膨潤(rùn)土原土的價(jià)格為200 元/t，但是膨潤(rùn)土可經(jīng)過(guò)酸改性后回收再生利用5 次以上效果仍然較好[14]，PAM 的價(jià)格為1 萬(wàn)元/t，估算可得原材料成本為1.00 元；根據(jù)工業(yè)用電電價(jià)以及微波設(shè)備功率可以得到微波改性土的能耗成本為0.05 元/kg，可得該處理工藝的能耗成本為0.75 元；微波消解儀的價(jià)格為4 800 元/ 臺(tái)，按照15年的折就率計(jì)算設(shè)備成本為0.18 元。依據(jù)以上價(jià)格計(jì)算可得，該處理工藝的總成本為1.88 元/t。具體參見m.tax-pages.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

3 結(jié)論

微波改性后的膨潤(rùn)土的吸附性能要優(yōu)于膨潤(rùn)土原土。當(dāng)投加量均為25 g/L 時(shí)，微波改性膨潤(rùn)土對(duì)冶煉廢水中錳、鋅、鎘和鉛的去除率分別為71.9%、89.7%、78.5%和93.1%。

采用微波改性膨潤(rùn)土吸附-PAM 混凝聯(lián)用技術(shù)對(duì)冶煉廢水中重金屬進(jìn)行處理，處理效果要好優(yōu)于微波改性膨潤(rùn)土吸附-PAC 混凝聯(lián)用技術(shù)，沉降性能得到改善。

在微波改性膨潤(rùn)土投加量為25 g/L，PAM 投加量為2 mg/L，pH 為8，吸附時(shí)間為50 min 時(shí)，對(duì)冶煉廢水中的錳、鋅、鎘和鉛的去除率分別可以達(dá)到98.9%、99.6%、99.7%和98.3%。出水中的鋅、鎘和鉛的排放濃度均達(dá)到GB 25466-2010，錳的排放濃度達(dá)到GB/T 19923-2005。

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