一种锰矿区废水处理方法

摘要

本发明公开了一种锰矿区废水处理方法，其采用钙矾石和混凝沉淀组合工艺处理锰矿区的水体，其在碱性水溶液中Ca2+、Al3+、SO42‑和OH‑相互结合生成一种难溶于水的复合物Ca6Al2(SO4)3(OH)12·26H2O，并通过混合絮凝作用将此难溶复合物转化为絮体，以沉淀的形式达到同时去除SO42－和Ca2+的效果，此外水样中存在的Mg2+或重金属离子可在碱性条件下通过与OH‑结合生成沉淀去除，并以絮凝沉淀的形式将废水中的腐殖酸和残留的Al3+去除。本发明操作简便，容易实施，去除硫酸根时生成的沉淀为钙矾石，对环境无污染，且可用于建筑材料，提高混凝土强度，实现二次利用。

权利要求

1.一种锰矿区废水处理方法，其特征在于，包括如下步骤：

(1)向含有硫酸根的废水中按Ca2+:Al3+:SO42-初始摩尔比为2.06～2.22:0.56～0.63:1的比例加入NaAlO2和CaO，调节废水溶液的pH至11～12.14使溶液中Ca2+、Al3+、SO42-和OH-相互结合生成难溶于水的复合物Ca6Al2(SO4)3(OH)12·26H2O，在碱性条件下，废水中的Mg2+、Mn2+和Ni2+金属离子通过与OH-结合生成沉淀去除；

(2)将步骤(1)形成的含有难溶于水的复合物的溶液以150r/min～450r/min的转速搅拌60min～90min，通过混合絮凝作用将所述Ca6Al2(SO4)3(OH)12·26H2O转化为絮体，静置

2－ 2+

30min后以沉淀的形式去除Ca6Al2(SO4)3(OH)12·26H2O，从而同时去除溶液中的SO4 和Ca ；

(3)将步骤(2)中获得的去除沉淀后的水样的pH调到6～7，并以250r/min的转速快速搅拌30s，以使溶液中的铝盐与腐殖酸发生共聚络合反应从而生成铝盐絮体，该铝盐絮体在搅拌的同时相互碰撞而增大；

(4)以40r/min的转速缓慢搅拌15min，以使铝盐絮体相互碰撞而继续增大，同时防止已增大的铝盐絮体破碎；

(5)将步骤(4)获得的水样静置30min，使络合了腐殖酸分子的铝盐絮体以沉淀的形式完全去除，通过铝盐与腐殖酸之间发生共聚络合反应，以絮凝沉淀的形式将废水中的腐殖酸和残留的Al3+去除，同时还能将溶解态的SO42－和Ca2+吸附于其表面进行沉淀，起到进一步净化水质的效果，在此过程中，铝盐絮体还能高效去除水体的浊度，所述步骤(1)-(5)的处理温度为10～20℃。

2.如权利要求1所述的锰矿区废水处理方法，其特征在于，步骤(1)中加入3.5mmol/L的NaAlO2和7.1mmol/L的CaO以使水样中Ca2+:Al3+:SO42-初始摩尔比为2.06:0.56:1，pH调节为

12.14；步骤(2)中的搅拌速度和搅拌时间为300r/min和60min；步骤(3)中将去除沉淀后的水样的pH调到6.5。

说明书

一种锰矿区废水处理方法

技术领域

[0001] 本发明属于污水处理技术领域，更具体地，涉及一种锰矿区废水处理方法。

背景技术

[0002] 我国锰矿资源较丰富，在大力开采的同时，矿区及周边地区的水体也受到不同程度的污染。锰矿在开采加工过程中常用到硫酸，导致废水中含有大量硫酸盐，废水未经有效处理排入自然水体，使得锰矿区水体中含有高浓度硫酸根；并且矿区土壤受酸雨中的H2CO3和H2SO3侵蚀，CaCO3不断溶解，使水中硬度不断升高，同时矿区水体及河水的矿化度较高，部分补给地下水产生的盐效应使得水中钙和镁的含量迅速升高；矿区周边山上的泉水和雨水经地表径流流入锰矿区水体，将所流经土壤中的有机物等带入水体，使得水中有机物含量增加，与此同时锰矿区水体中还富含锰、镍和铬等重金属元素。

[0003] 目前常见除硫酸根的方法主要有以下几种:钡盐法，生成硫酸钡沉淀将其去除，此方法会造成二次污染，且成本较高；钙盐法，生成硫酸钙沉淀将其去除，但去除率低；冷冻法，投资大，能耗高，目前工业上应用很少见。近几年，人们还开发出了吸附、离子交换、膜过滤等方法。但是，现有的这些方法主要局限于氯碱废水中硫酸根的去除，而对于同时含有高浓度硫酸根和低浓度其他金属离子以及有机物的冶金废水或矿区水体，现阶段并没有简便的方法处理。

发明内容

[0004] 针对现有技术的以上缺陷或改进需求，本发明提供了一种锰矿区废水处理方法，具体涉及含硫酸根和其他金属离子以及有机物废水的处理方法，其通过在废水中加入NaAlO2和CaO形成钙矾石沉淀Ca6Al2(SO4)3(OH)12·26H2O以快速、经济、有效地去除SO42-、Ca2+和Al3+，并且水中的Mg2+、Mn2+和Ni2+等金属离子在碱性条件下通过沉淀去除，部分腐殖质通过铝盐絮凝去除，其具有操作简便，反应速度快，可同时处理废水中多种物质，无二次污染，生成的沉淀钙矾石还可用做混凝土膨胀剂的优点。

[0005] 为实现上述目的，本发明提出了一种锰矿区废水处理方法，其包括如下步骤：

[0006] (1)向含有硫酸根的废水中按Ca2+:Al3+:SO42-初始摩尔比为1.75～2.22:0.48～0.71:1的比例加入NaAlO2和CaO，调节该废水溶液的pH至11～12.5使溶液中Ca2+、Al3+、SO42-和OH-相互结合生成难溶于水的复合物Ca6Al2(SO4)3(OH)12·26H2O；

[0007] (2)将步骤(1)形成的含有难溶于水的复合物的溶液以150r/min～450r/min的转速搅拌45min～120min，通过混合絮凝作用将所述Ca6Al2(SO4)3(OH)12·26H2O转化为絮体，静置30min后以沉淀的形式去除Ca6Al2(SO4)3(OH)12·26H2O，从而同时去除溶液中的SO42－和Ca2+；

[0008] (3)将步骤(2)中获得的去除沉淀后的水样的pH调到5～8，并以250r/min的转速快速搅拌30s，以使溶液中的铝盐与腐殖酸发生共聚络合反应从而生成铝盐絮体，该铝盐絮体在搅拌的同时相互碰撞而增大；

[0009] (4)以40r/min的转速缓慢搅拌15min，以使铝盐絮体相互碰撞而继续增大，同时防止已增大的铝盐絮体破碎；

[0010] (5)将步骤(4)获得的水样静置30min，使络合了腐殖酸分子的铝盐絮体以沉淀的形式完全去除。

[0011] 作为进一步优选的，所述步骤(1)中还包括：在碱性条件下，废水中的Mg2+、Mn2+和Ni2+金属离子通过与OH-结合生成沉淀去除。

[0012] 作为进一步优选的，所述步骤(3)中还包括：废水中的Al3+通过形成Al(OH)3沉淀的形式去除，该Al(OH)3为无定形氢氧化物，用于捕捉腐殖酸分子(即网扫絮凝)，同时将溶解态的SO42－和Ca2+等吸附于其表面进行沉淀，起到进一步净化水质的效果。

[0013] 作为进一步优选的，所述步骤(1)-(5)的处理温度不大于40℃。

[0014] 作为进一步优选的，步骤(1)中优选按Ca2+:Al3+:SO42-初始摩尔比为2.06～2.22:2+ 3+ 2- -
0.56～0.63:1的比例加入NaAlO2和CaO，调节pH至11～12.14使溶液中Ca 、Al 、SO4 和OH相互结合生成Ca6Al2(SO4)3(OH)12·26H2O；步骤(2)中的搅拌时间优选为60min～90min；步骤(3)中优选将去除沉淀后的水样的pH调到6～7；所述步骤(1)-(5)的处理温度优选不大于
30℃。

[0015] 作为进一步优选的，步骤(1)中优选加入3.5mmol/L的NaAlO2和7.1mmol/L的CaO以使水样中Ca2+:Al3+:SO42-初始摩尔比为2.06:0.56:1，pH优选调节为12.14；步骤(2)中的搅拌速度和搅拌时间优选为300r/min和60min；步骤(3)中优选将去除沉淀后的水样的pH调到6.5；所述步骤(1)-(5)的处理温度优选为10～20℃

[0016] 总体而言，通过本发明所构思的以上技术方案与现有技术相比，主要具备以下的技术优点:

[0017] (1)本发明在去除废水中的SO42－的同时还能将水体中Ca2+、Mg2+、Mn2+、Ni2+、Cr2+和Cd2+等金属离子以沉淀的形式去除，并且保证最后出水pH在中性范围内。

[0018] (2)本发明通过铝盐与腐殖酸之间发生的共聚络合反应，以絮凝沉淀的形式将废水中的腐殖酸和残留的Al3+去除，同时还能将溶解态的SO42－和Ca2+等吸附于其表面进行沉淀，起到进一步净化水质的效果，在此过程中，铝盐絮体还能高效去除水体的浊度。

[0019] (3)本发明在处理含高浓度硫酸盐废水过程中未引入有毒物质，不会给水体造成二次污染；本发明操作简便，容易实施，投加的试剂成本较低，去除硫酸根时生成的沉淀为钙矾石，对环境无污染，且可用于建筑材料，提高混凝土强度，实现二次利用。

具体实施方式

[0020] 为了使本发明的目的、技术方案及优点更加清楚明白，以下结合实施例，对本发明进行进一步详细说明。应当理解，此处所描述的具体实施例仅仅用以解释本发明，并不用于限定本发明。此外，下面所描述的本发明各个实施方式中所涉及到的技术特征只要彼此之间未构成冲突就可以相互组合。

[0021] 本发明的主要反应原理为:

[0022] AlO2-+2H2O+2OH-＝[Al(OH)6]3-；

[0023] 6Ca2++2[Al(OH)6]3-+24H2O＝{Ca6[Al(OH)6]2.24H2O}6+；

[0024] {Ca6[Al(OH)6]2.24H2O}6++3SO42-+2H2O＝{Ca6[Al(OH)6]2(SO4)3.26H2O}；

[0025] 本发明使得Ca2+、Al3+、SO42-和OH-在碱性水溶液中相互结合生成一种难溶于水的复合物Ca6Al2(SO4)3(OH)12·26H2O，通过混合絮凝作用将此难溶复合物转化为絮体，以沉淀的形式达到同时去除SO42－和Ca2+的效果。此外水样中若存在Mg2+或其他重金属离子，也可以在碱性条件下通过与OH-结合生成沉淀去除。之后通过调节水样pH，使铝盐与腐殖酸之间发生共聚络合反应，随后以絮凝沉淀的形式将废水中的腐殖酸和残留的Al3+去除，同时还能将溶解态的SO42－和Ca2+等吸附于其表面进行沉淀，起到进一步净化水质的效果。

[0026] 本发明提出的锰矿区废水处理方法，其用钙矾石和混凝沉淀组合工艺处理锰矿区的水体，以处理含高浓度硫酸根和低浓度其他金属离子以及有机物的废水，包括以下步骤：

[0027] (1)向含有硫酸根的废水中按Ca2+:Al3+:SO42-初始摩尔比为1.75～2.22:0.48～0.71:1的比例加入NaAlO2和CaO，调节该废水溶液的pH至11～12.5使溶液中Ca2+、Al3+、SO42-和OH-相互结合生成难溶于水的复合物Ca6Al2(SO4)3(OH)12·26H2O；

[0028] (2)将步骤(1)形成的含有难溶于水的复合物的溶液以150r/min～450r/min的转速搅拌45min～120min，通过混合絮凝作用将所述Ca6Al2(SO4)3(OH)12·26H2O转化为絮体，静置30min后以沉淀的形式去除Ca6Al2(SO4)3(OH)12·26H2O，从而同时去除溶液中的SO42－和Ca2+；

[0029] (3)将步骤(2)中获得的去除沉淀后的水样的pH调到5～8，并以250r/min的转速快速搅拌30s，以使溶液中的铝盐与腐殖酸发生共聚络合反应从而生成铝盐絮体，该铝盐絮体在搅拌的同时相互碰撞而增大；

[0030] (4)以40r/min的转速缓慢搅拌15min，以使铝盐絮体相互碰撞而继续增大，同时防止已增大的铝盐絮体破碎；

[0031] (5)将步骤(4)获得的水样静置30min，使络合了腐殖酸分子的铝盐絮体以沉淀的形式完全去除。

[0032] 其中，在步骤(1)中，因为溶液呈碱性，此时废水中的Mg2+、Mn2+和Ni2+等金属离子可以通过与OH-结合生成沉淀去除；在步骤(3)中，当水样pH调到5～8时，废水中的Al3+除了通过聚合物(主要为聚合氯化铝)形式存在，废水中的Al3+还可通过形成Al(OH)3沉淀的形式去除，此无定形氢氧化物可捕捉腐殖酸分子(即网扫絮凝)，同时还能将溶解态的SO42－和Ca2+等吸附于该氢氧化物的表面进行沉淀，起到进一步净化水质的效果，在此过程中，铝盐絮体还能高效去除水体的浊度；本发明中各个步骤的处理温度均不大于40℃，以保证硫酸根的去除率。

[0033] 本发明的优选方案为:

[0034] (1)向含有硫酸根的废水中按Ca2+:Al3+:SO42-初始摩尔比为2.06～2.22:0.56～0.63:1的比例加入NaAlO2和CaO，调节pH至11～12.14使溶液中Ca2+、Al3+、SO42-和OH-相互结合生成难溶于水的复合物；

[0035] (2)以150r/min～450r/min的转速搅拌60min～90min，通过混合絮凝作用将所述难溶复合物转化为絮体，静置30min，然后以沉淀的形式同时去除SO42－和Ca2+；

[0036] (3)将所述去除沉淀后的水样pH调到6～7，以250r/min的转速快速搅拌30s，使铝盐与腐殖酸之间发生共聚络合反应，同时铝盐絮体相互碰撞而增大；

[0037] (4)以40r/min的转速缓慢搅拌15min，使得铝盐絮体相互碰撞而继续增大，同时防止已经增大的铝盐絮体破碎；

[0038] (5)将所述水样静置30min，使络合了腐殖酸分子的铝盐絮体以沉淀的形式完全去除；

[0039] 上述方案的反应温度为10℃～20℃。

[0040] 以下为本发明的具体实施例：

[0041] 实施例1

[0042] 本实施例选用广西某锰矿区受污染的水体，水中硫酸根浓度为606.0mg/L，钙离子浓度为236.4mg/L，镁离子浓度为36.85mg/L，锰离子浓度为4.51mg/L，pH为6.99，其他水质参数如表1所示，向所述水样中加入10mg/L的腐殖酸，以测试本发明去除有机物的效果。用本发明的工艺去除硫酸根和其他金属离子以及腐殖酸的处理温度为20℃。

[0043] S1.投加3.5mmol/L NaAlO2、7.1mmol/L CaO，使水样中Ca2+/Al3+/SO42-初始摩尔比为2.06:0.56:1，此时水样pH为12.14；

[0044] S2.以300r/min的转速搅拌60min，静置30min后去除沉淀；

[0045] S3.将水样pH调到6.5，以250r/min的转速快速搅拌30s；

[0046] S4.以40r/min的转速缓慢搅拌15min；

[0047] S5.将水样静置30min后测定上清液的浊度以及腐殖酸残留量，并将上清液用0.45μm膜过滤后用ICP检测处理后出水中各离子浓度，见表1，其中“-”表示未检出。

[0048] 表1原水及处理后出水水质参数表

[0049]

[0050]

[0051] 实施例2

[0052] 本实施例选用广西某锰矿区受污染的水体，水质参数见表1所示。处理温度为20℃。

[0053] 以所述的相同步骤重复实施例1，区别在于，在所述步骤S1中投加3.0mmol/L NaAlO2、7.1mmol/L CaO，使水样中Ca2+/Al3+/SO42-初始摩尔比为2.06:0.48:1，pH为12.14。处理后出水中各离子浓度，见表1。

[0054] 实施例3

[0055] 本实施例选用广西某锰矿区受污染的水体，水质参数见表1所示。处理温度为20℃。

[0056] 以所述的相同步骤重复实施例1，区别在于，在所述步骤S1中投加4.0mmol/L NaAlO2、7.1mmol/L CaO，使水样中Ca2+/Al3+/SO42-初始摩尔比为2.06:0.63:1，pH为12.14。处理后出水中各离子浓度，见表1。

[0057] 实施例4

[0058] 本实施例选用广西某锰矿区受污染的水体，水质参数见表1所示。处理温度为20℃。

[0059] 以所述的相同步骤重复实施例1，区别在于，在所述步骤S1中投加4.5mmol/L 2+ 3+ 2-
NaAlO2、7.1mmol/L CaO，使水样中Ca /Al /SO4 初始摩尔比为2.06:0.71:1，pH为12.14。处理后出水中各离子浓度，见表1。

[0060] 实施例1-4结果表明:当n(AlO2－):n(SO42－)<0.71(AlO2－＝4.5mM)时，随着NaAlO2投加量的增加，SO42－去除率显著增大，当n(AlO2－):n(SO42－)＝0.56时SO42－去除率已达到2－
59.3％以上，此时的出水调回pH值絮凝沉淀后，SO4 的出水浓度已达标，从工程实际成本考虑铝盐投加量不宜过量太多，因此本发明认为NaAlO2较适宜的投加量在3.5～4.0mmol/L，即n(AlO2－):n(SO42－)＝0.56～0.63:1，这里选n(AlO2－):n(SO42－)＝0.56作为最佳条件。

[0061] 实施例5

[0062] 本实施例选用广西某锰矿区受污染的水体，水质参数见表1所示。处理温度为20℃。

[0063] 以所述的相同步骤重复实施例1，区别在于，在所述步骤S1中投加3.5mmol/L NaAlO2、5.1mmol/L CaO，使水样中Ca2+/Al3+/SO42-初始摩尔比为1.75:0.56:1，pH为12.14。处理后出水中各离子浓度，见表2。

[0064] 实施例6

[0065] 本实施例选用广西某锰矿区受污染的水体，水质参数见表1所示。处理温度为20℃。

[0066] 以所述的相同步骤重复实施例1，区别在于，在所述步骤S1中投加3.5mmol/L NaAlO2、6.1mmol/L CaO，使水样中Ca2+/Al3+/SO42-初始摩尔比为1.90:0.56:1，pH为12.14。处理后出水中各离子浓度，见表2。

[0067] 实施例7

[0068] 本实施例选用广西某锰矿区受污染的水体，水质参数见表1所示。处理温度为20℃。

[0069] 以所述的相同步骤重复实施例1，区别在于，在所述步骤S1中投加3.5mmol/L NaAlO2、8.1mmol/L CaO，使水样中Ca2+/Al3+/SO42-初始摩尔比为2.22:0.56:1，pH为12.14。处理后出水中各离子浓度，见表2。

[0070] 表2 CaO添加量对出水水质的影响

[0071]

[0072] 实施例1和实施例5-7的结果表明:当Ca2+<7.1mmol/L时，随着加入CaO的增加，SO42-的去除率逐渐增大；当Ca2+＝7.1mmol/L时SO42-的去除率已达到59.3％以上，此时将出水调回pH值进行絮凝沉淀后，SO42-的出水浓度已达标；在该pH值下继续增加Ca2+浓度，SO42-的去除率仅略微降低，当继续投加CaO而不控制其溶液pH值恒定时，pH会超过最佳pH值，从而电离的Ca2+反而降低。所以本发明认为CaO较适宜的投加量在7.1～8.1mmol/L，即n(Ca2+):n(SO42－)＝2.06～2.22:1。在n(AlO2－):n(SO42-)＝0.56时，CaO的最佳投加量为7.1mmol/L。

[0073] 实施例8

[0074] 本实施例选用广西某锰矿区受污染的水体，水质参数见表1所示。处理温度为20℃。

[0075] 以所述的相同步骤重复实施例1，区别在于，在所述步骤S1中调pH为11.0，在此条件下进行试验。处理后出水中各离子浓度，见表3。

[0076] 实施例9

[0077] 本实施例选用广西某锰矿区受污染的水体，水质参数见表1所示。处理温度为20℃。

[0078] 以所述的相同步骤重复实施例1，区别在于，在所述步骤S1中调pH为12.0，在此条件下进行试验。处理后出水中各离子浓度，见表3。

[0079] 实施例10

[0080] 本实施例选用广西某锰矿区受污染的水体，水质参数见表1所示。处理温度为20℃。

[0081] 以所述的相同步骤重复实施例1，区别在于，在所述步骤S1中调pH为12.5，在此条件下进行试验。处理后出水中各离子浓度，见表3。

[0082] 表3 pH对出水水质的影响

[0083]

[0084] 实施例1、实施例8-10的结果表明:pH在11～12.14时，SO42－的去除率随着pH的增加而增加，而Ca2+和残余铝随着pH的增加而减少；在pH＝12.14时SO42－的去除率达到最高，且此时SO42－去除率为59.3％；当pH从12.14增至12.5时，残余的SO42－浓度不降反升到330.54mg/L。本发明认为pH在11～12.14时SO42－的去除效果较好。当pH达到12.14时，SO42－的去除效果最好，此pH为投加CaO及NaAlO2后原始pH值，综合考虑故选择该pH值为最佳初始pH。

[0085] 实施例11

[0086] 本实施例选用广西某锰矿区受污染的水体，水质参数见表1所示。处理温度为20℃。

[0087] 以所述的相同步骤重复实施例1，区别在于，在所述步骤S2中以150r/min的转速搅拌60min。处理后出水中各离子浓度，见表4。

[0088] 实施例12

[0089] 本实施例选用广西某锰矿区受污染的水体，水质参数见表1所示。处理温度为20℃。

[0090] 以所述的相同步骤重复实施例1，区别在于，在所述步骤S2中以450r/min的转速搅拌60min。处理后出水中各离子浓度，见表4。

[0091] 表4转速对出水浊度、SO42－和电导率影响

[0092]

[0093] 实施例1、实施例11和实施例12的结果表明:搅拌速度提高到450rpm加快了反应速度，所以在同样反应60分钟的条件下，搅拌速度越高，SO42－的去除率越高，电导率越低，出水浊度也就越低。但为防止絮体破碎，本发明选择转速为300r/min。

[0094] 实施例13

[0095] 本实施例选用广西某锰矿区受污染的水体，水质参数见表1所示。

[0096] 以所述的相同步骤重复实施例1，区别在于，本实施例分别在10℃条件下进行。处理后出水中各离子浓度，见表5。

[0097] 实施例14

[0098] 本实施例选用广西某锰矿区受污染的水体，水质参数见表1所示。

[0099] 以所述的相同步骤重复实施例1，区别在于，本实施例分别在30℃条件下进行。处理后出水中各离子浓度，见表5。

[0100] 表5反应温度对出水浊度、SO42－和电导率影响

[0101]

[0102]

[0103] 实施例1、实施例13和实施例14的结果表明:随着水温增加到30℃，SO42－去除率略微减少，Ca2+和Al的残留量也相应的增加，证明当温度升至30℃不利于去除SO42－，而10℃与20℃的时候SO42－、Ca2+、残余Al的去除率皆相差不大。从表5可见，低温对SO42－去除率影响不大，当水温达到30℃，出水SO42－不达标。所以本发明认为适宜的温度范围为10℃～20℃，这里取20℃作为最佳实验温度。

[0104] 实施例15

[0105] 本实施例选用广西某锰矿区受污染的水体，水质参数见表1所示。

[0106] 以所述的相同步骤重复实施例1，区别在于:在所述步骤S2中以300r/min的转速搅拌45min。处理后出水中各离子浓度，见表6。

[0107] 实施例16

[0108] 本实施例选用广西某锰矿区受污染的水体，水质参数见表1所示。

[0109] 以所述的相同步骤重复实施例1，区别在于:在所述步骤S2中以300r/min的转速搅拌75min。处理后出水中各离子浓度，见表6。

[0110] 实施例17

[0111] 本实施例选用广西某锰矿区受污染的水体，水质参数见表1所示。

[0112] 以所述的相同步骤重复实施例1，区别在于:在所述步骤S2中以300r/min的转速搅拌90min。处理后出水中各离子浓度，见表6。

[0113] 实施例18

[0114] 本实施例选用广西某锰矿区受污染的水体，水质参数见表1所示。

[0115] 以所述的相同步骤重复实施例1，区别在于:在所述步骤S2中以300r/min的转速搅拌105min。处理后出水中各离子浓度，见表6。

[0116] 实施例19

[0117] 本实施例选用广西某锰矿区受污染的水体，水质参数见表1所示。

[0118] 以所述的相同步骤重复实施例1，区别在于:在所述步骤S2中以300r/min的转速搅拌120min。处理后出水中各离子浓度，见表6。

[0119] 表6反应时间对出水水质的影响

[0120]

[0121] 实施例1和实施例15-19的结果表明:在搅拌的2小时内，SO42－的浓度先迅速降低，后变为缓慢降低。综合考虑，本发明认为适宜的反应时间为60min～90min，这里取60min作为最佳反应时间。

[0122] 实施例20

[0123] 本实施例选用广西某锰矿区受污染的水体，水质参数见表1所示。

[0124] 以所述的相同步骤重复实施例1，区别在于:在所述步骤S3中将水样pH调到5。处理后出水中各离子浓度，见表7。

[0125] 实施例21

[0126] 本实施例选用广西某锰矿区受污染的水体，水质参数见表1所示。

[0127] 以所述的相同步骤重复实施例1，区别在于:在所述步骤S3中将水样pH调到6。处理后出水中各离子浓度，见表7。

[0128] 实施例22

[0129] 本实施例选用广西某锰矿区受污染的水体，水质参数见表1所示。

[0130] 以所述的相同步骤重复实施例1，区别在于:在所述步骤S3中将水样pH调到7。处理后出水中各离子浓度，见表7。

[0131] 实施例23

[0132] 本实施例选用广西某锰矿区受污染的水体，水质参数见表1所示。

[0133] 以所述的相同步骤重复实施例1，区别在于:在所述步骤S3中将水样pH调到8。处理后出水中各离子浓度，见表7。

[0134] 表7pH对腐殖酸去除的影响

[0135]

[0136] 实施例1和实施例20-23的结果表明:pH值对腐殖质去除效果影响很大。随着pH的增大，腐殖酸的去除率先升高，到达最高值后开始下降。有实验数据可知，适宜的pH范围为6～7，混凝的最佳pH值在6.5左右。

[0137] 本领域的技术人员容易理解，以上所述仅为本发明的较佳实施例而已，并不用以限制本发明，凡在本发明的精神和原则之内所作的任何修改、等同替换和改进等，均应包含在本发明的保护范围之内。