礦坑廢水是伴隨煤炭資源開采而產(chǎn)生的工業(yè)廢水，一般因含有大量的煤粉、碎屑而具有高濁度、高礦化度、高色度的特點(diǎn)，通常采用傳統(tǒng)的混凝-沉淀-過濾等工藝對其進(jìn)行處理即可達(dá)到排放標(biāo)準(zhǔn)或回用標(biāo)準(zhǔn)要求。然而對于低濁、富含重金屬離子的有機(jī)礦井水，采用現(xiàn)有的混凝工藝不僅對溶解性物質(zhì)和有機(jī)污染物去除率較低，同時(shí)出水濁度也通常偏高。為了滿足出水濁度的要求，往往增加混凝劑投加量，其投加量可高達(dá)50~70 mg/L，這種做法使礦坑廢水的資源化成本大增，無法從根本上解決煤礦產(chǎn)區(qū)嚴(yán)重缺水和礦坑水污染的問題〔1〕。

　　低濁礦坑廢水雜質(zhì)的主要成分是細(xì)小的膠體分散體系，動力和凝聚穩(wěn)定性較強(qiáng)，帶負(fù)電的膠體微粒數(shù)量很少，經(jīng)過混凝過程形成的絮凝體直徑小、密度輕，導(dǎo)致沉淀效果不理想〔2〕。為了解決某礦低濁礦坑廢水混凝處理效果不佳、混凝劑投加量大等問題，筆者以該煤礦礦坑廢水為試驗(yàn)對象，以濁度去除率作為評價(jià)指標(biāo)，通過正交試驗(yàn)及單因素試驗(yàn)，分析了影響混凝效果的因素，探討了最優(yōu)混凝條件，以期為低濁礦坑廢水混凝工藝的資源化利用提供參考。

　　1 試驗(yàn)藥品及方法

　　1.1 試驗(yàn)藥品

　　試驗(yàn)選用高分子混凝劑聚合氯化鋁(PAC)、聚合硫酸鐵(PFS)、聚合氯化鋁鐵(PAFC)以及常規(guī)無機(jī)混凝劑硫酸鋁〔Al2(SO4)3〕、氯化鐵(FeC13)作為試驗(yàn)藥劑，上述藥劑均為分析純，產(chǎn)自沈陽市華東試劑廠。上述藥劑在使用之前均配制成10 g/L的溶液。為探討高分子助凝劑與混凝劑配比對低濁礦坑廢水混凝效果的影響，試驗(yàn)中配制1 g/L的聚丙烯酰胺(PAM)溶液作為助凝劑。

　　1.2 試驗(yàn)用水

　　試驗(yàn)用水取自內(nèi)蒙古東北部某煤礦礦坑水，根據(jù)《煤炭工業(yè)污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》(GB 20426—2006)，參考《污水綜合排放標(biāo)準(zhǔn)》(GB 8978—1996)，該礦坑水的特征污染物有SS、COD、NH3-N、PO43--P、Mn2+，水質(zhì)評價(jià)結(jié)果屬于V類水，該礦坑廢水為低濁含氮磷的有機(jī)煤礦廢水。試驗(yàn)用水水質(zhì)：SS 9.02 NTU，COD 201 mg/L，NH3-N 48 mg/L，PO43--P 1.5 mg/L，Mn2+ 15 mg/L，pH=8.01。試驗(yàn)水樣平均溫度為20 ℃。

　　1.3 試驗(yàn)方法

　　在前期試驗(yàn)研究的基礎(chǔ)上，著重考察影響混凝效果的6個(gè)因素，即：混凝劑種類、混凝劑投加量、原水pH、PAM投加量、PAM投加時(shí)間、水力條件，并對其進(jìn)行優(yōu)化。首先以SS去除率為評價(jià)指標(biāo)，進(jìn)行5水平6因素L25(56)正交試驗(yàn)，確定各因素影響混凝效果的顯著性;然后在此基礎(chǔ)上進(jìn)行單因素試驗(yàn)，探討各因素影響混凝效果的機(jī)理，并確定各因素的最優(yōu)混凝水平，驗(yàn)證正交試驗(yàn)結(jié)論的可靠性?；炷齽┘熬幪栆姳?1，水力條件及編號見表 2。試驗(yàn)中用六聯(lián)攪拌機(jī)攪拌至所需時(shí)間后，靜置30 min，取上清液進(jìn)行監(jiān)測。

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　　1.4 監(jiān)測項(xiàng)目及方法

　　SS：散射比濁法;pH：玻璃電極法;Mn2+：高碘酸鉀分光光度法;NH3-N：納氏試劑分光光度法;COD：重鉻酸鉀法。

　　2 結(jié)果與分析

　　2.1 正交試驗(yàn)

　　正交試驗(yàn)結(jié)果見表 3。

　　由表 3可知，各因素對混凝效果影響的顯著性為混凝劑投加量>pH>PAM投加時(shí)間>水力條件>混凝劑種類>PAM投加量，最優(yōu)混凝操作條件：按4#水力條件進(jìn)行操作;原水pH=7;以PAC為混凝劑，投加量為50 mg/L;在快速攪拌結(jié)束時(shí)投加PAM，投加量為0.5 mg/L，投加時(shí)間為30 s。

　　以往的研究表明，與PAC相比較，PAFC對低濁湖庫水具有更好的混凝效果〔2〕。但在該研究中PAFC并沒有體現(xiàn)出混凝優(yōu)勢，其和PAC的混凝效果幾乎一樣。分析原因可能是礦坑廢水中的懸浮物和膠體主要是煤雜質(zhì)這種特殊的物質(zhì)，其混凝動力學(xué)和穩(wěn)定性不同于湖庫水中的膠體顆粒。考慮到PAFC市場價(jià)格昂貴，因此，對低濁礦坑廢水PAC混凝劑有較大的優(yōu)勢。

　　2.2 單因素試驗(yàn)

　　2.2.1 PAC投加量對混凝效果的影響

　　試驗(yàn)條件：按4#水力條件進(jìn)行操作;原水pH=7;在快速攪拌結(jié)束時(shí)投加PAM，投加時(shí)間為30 s，投加量為0.5 mg/L。改變PAC投加量，考察PAC投加量對混凝效果的影響，結(jié)果見圖 1。

?圖 1 PAC投加量對SS去除率的影響

　　由圖 1可知，PAC對混凝有很大的促進(jìn)作用，隨著PAC投加量的增加，SS去除率增大。當(dāng)PAC投加量達(dá)到20 mg/L時(shí)，SS去除率達(dá)到97.47%;進(jìn)一步提高PAC投加量，SS去除率反而有下降的趨勢，同時(shí)發(fā)現(xiàn)絮體沉降性也變差，這與李志偉等〔3〕的研究結(jié)論相符。對于某一特征水質(zhì)，在最佳投加量(OH-/Al)條件下，PAC水解產(chǎn)物中不僅含有單位鋁正電荷高的Ala，而且聚合鋁Alb、Alc含量也較高，其電性中和、吸附架橋、網(wǎng)捕卷掃等混凝機(jī)制可發(fā)揮最佳作用〔4〕。若PAC投加量不足，PAC所提供的正電荷較少，不足以中和膠體表面的負(fù)電荷，形成的絮體尺寸較小，不易固液分離〔5〕;而PAC投加量過多，會導(dǎo)致顆粒表面物理化學(xué)性質(zhì)發(fā)生改變，已絮凝的顆粒會再穩(wěn)定?？紤]到經(jīng)濟(jì)性，確定混凝劑PAC最佳投加量為20 mg/L。

　　2.2.2 PAM投加量對混凝效果的影響

　　試驗(yàn)條件：按4#水力條件進(jìn)行操作;原水pH=7;在快速攪拌結(jié)束時(shí)投加PAM，投加時(shí)間為30 s;PAC投加量為20 mg/L。改變PAM投加量，考察PAM投加量對混凝效果的影響，結(jié)果見圖 2。

?圖 2 PAM投加量對SS去除率的影響

　　助凝劑的投加與否對SS的去除效果有較大影響。由圖 2可知，不加助凝劑時(shí)，SS去除率僅為58%;當(dāng)PAM投加量達(dá)到0.5 mg/L時(shí)，SS去除率達(dá)到96%;進(jìn)一步增加PAM投加量，SS去除率基本不變。在混凝過程中加入陽離子型助凝劑PAM，顆粒表面的負(fù)電荷可得到進(jìn)一步中和，同時(shí)由于其較大的分子質(zhì)量，能有效地將PAC水解產(chǎn)物及膠體顆粒架橋連接，形成較大的易于沉降的絮體。但PAM具有微弱的毒性，為使其既能在技術(shù)上達(dá)到最佳的混凝效果且經(jīng)濟(jì)上合理，又避免投加過量對人體造成危害，控制其投加量在0.5 mg/L。

　　2.2.3 原水pH對混凝效果的影響

　　試驗(yàn)條件：按4#水力條件進(jìn)行操作;PAC投加量為20 mg/L;在快速攪拌結(jié)束時(shí)投加PAM，投加時(shí)間為30 s，投加量為0.5 mg/L。改變原水pH，考察原水pH對混凝效果的影響，結(jié)果見圖 3。

?圖 3 原水pH對SS去除率的影響

　　原水pH決定膠體顆粒物表面酸堿和電荷特性、金屬混凝劑的水解速率，決定Al水解形態(tài)分布和轉(zhuǎn)化，從而影響混凝過程中顆粒物-混凝劑-溶液之間的兩兩相互作用，影響后續(xù)絮體的形成及固液分離效果〔6〕。張衛(wèi)飛〔7〕的研究表明，pH影響PAC中Al的形態(tài)，pH低時(shí)，Al主要以低電荷單體鋁形態(tài)Ala存在; pH升高，Ala含量減少，高電荷多聚物Alb增加，電中和黏結(jié)架橋能力增強(qiáng);pH過高時(shí)，PAC中的Al將會水解轉(zhuǎn)化成低電荷的Al(OH)3(am)溶膠-沉淀形態(tài)，電中和能力下降。由圖 3可知，當(dāng)原水pH為8時(shí)，混凝效果最好，SS去除率可達(dá)96.03%。

　　2.2.4 水力條件對混凝效果的影響

　　試驗(yàn)條件：原水pH=8;PAC投加量為20 mg/L;在快速攪拌結(jié)束時(shí)投加PAM，投加時(shí)間為30 s，投加量為0.5 mg/L。改變水力條件，考察水力條件對混凝效果的影響，結(jié)果見圖 4。

?圖 4 水力條件對SS去除率的影響

　　由圖 4可知，4^#水力條件下的SS去除率略好于其他水力條件，SS去除率約為97%?；炷^程分為混合階段和反應(yīng)階段，對于高分子混凝劑PAC，由于其水解有效形態(tài)不像無機(jī)混凝劑那樣受時(shí)間的影響，混合階段主要是使藥劑在水中均勻分散，對快速和劇烈攪拌的要求不高；在反應(yīng)階段PAC水解的多羥基鋁聚合物通過電中和、吸附架橋、網(wǎng)捕卷掃作用使顆粒脫穩(wěn)并借助布朗運(yùn)動和紊流作用進(jìn)行凝聚。為了避免形成的絮凝體在高速攪拌條件下被打碎，反應(yīng)階段的攪拌強(qiáng)度應(yīng)隨著絮凝體的結(jié)大而逐漸降低，同時(shí)延長攪拌時(shí)間，使得混凝劑與懸浮物質(zhì)充分接觸混合，并沉降完全。對于5^#水力條件下的混凝效果略有下降的原因有待進(jìn)一步研究分析。水力條件確定為4^#。

　　2.3 最佳混凝條件下處理礦坑廢水效果

　　在上述正交試驗(yàn)與單因素試驗(yàn)基礎(chǔ)上確定的最優(yōu)混凝操作條件：以PAC為混凝劑，投加量為20 mg/L；原水pH為8；依次快速（250 r/min）攪拌30 s，中速（100 r/min）攪拌8 min，慢速（40 r/min）攪拌12 min；在快速攪拌之后投加PAM，投加量為0.5 mg/L，投加時(shí)間為30 s。在最優(yōu)混凝條件下對試驗(yàn)水樣進(jìn)行處理，考察優(yōu)化混凝對SS及其他污染物的去除效果，結(jié)果如圖 5所示。

?圖 5 優(yōu)化混凝對廢水的處理效果

　　由圖 5可知，優(yōu)化混凝對SS的去除效果很好，SS去除率達(dá)90%以上;對COD、PO43--P、Mn2+的去除效果不理想，相應(yīng)的去除率分別僅為10%~20%;對NH3-N的去除效果極低。這與黃天寅等〔8〕的研究結(jié)論一致?；炷饔媚苋コ龖腋∥?、膠體顆粒，而對溶解性離子幾乎不起作用，至于對COD、PO43--P和Mn2+有一定的去除率，是混凝劑形成的絮凝體對其有一定的吸附去除作用，但該效果往往在混凝工藝中不明顯。因此，要同時(shí)去除水中的COD、NH3-N、PO43--P和Mn2+等微污染物質(zhì)，除了采用混凝+沉淀+過濾工藝外，還可考慮采用預(yù)處理和深度處理相結(jié)合的工藝，實(shí)現(xiàn)礦坑廢水的資源化利用。具體參見污水技術(shù)資料更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　3 結(jié)論與建議

　　試驗(yàn)結(jié)果表明，各因素對混凝效果影響的顯著性為混凝劑投加量>pH>PAM投加時(shí)間>水力條件>混凝劑種類>PAM投加量。最優(yōu)混凝操作條件：以PAC為混凝劑，投加量為20 mg/L;原水pH為8;依次快速(250 r/min)攪拌30 s，中速(100 r/min)攪拌8 min，慢速(40 r/min)攪拌12 min;在快速攪拌之后投加PAM，投加量為0.5 mg/L，投加時(shí)間為30 s。在最優(yōu)混凝條件下，SS去除率高達(dá)90%以上，但對NH3-N、PO43--P、Mn2+及COD的去除效果不佳，需要采用“預(yù)氧化+混凝+沉淀+過濾+生物活性炭”等聯(lián)合工藝，以滿足礦坑廢水資源化利用對水質(zhì)的要求。