基于高铁锰酸性矿坑废水原位制备重金属吸附剂的方法和应用

摘要

本发明公开了基于高铁锰酸性矿坑废水原位制备重金属吸附剂的方法和应用。该方法包括如下步骤：S1.将生石灰研磨至粉末状，将粉末状生石灰配制成药剂；S2.向高铁锰酸性矿的废水基坑中投加步骤S1中的药剂，调节溶液pH值至3～5；同时对高铁锰酸性矿坑废水进行曝气处理；利用射流曝气机对酸性废水进行不间断曝气处理；S3.完成曝气处理后，将废水基坑中的混合溶液静置一段时间后，收集其中的沉淀物，即得到重金属吸附剂。该方法利用酸性矿坑水中存在铁、锰等金属离子，通过投加药剂和曝气的工艺手段，来实现对高铁锰酸性矿坑废水中金属离子及其他污染物的的原位处理，同时能够制备出重金属吸附剂，达到高铁锰酸性矿坑废水处理和综合利用。

权利要求

1.基于高铁锰酸性矿坑废水原位制备重金属吸附剂的方法，其特征在于，包括如下步骤：

S1.将生石灰研磨至粉末状，将粉末状生石灰配制成一定浓度的药剂；所述药剂中生石灰的浓度为0.4～0.6g/mL；

S2.向高铁锰酸性矿坑废水的废水基坑中投加步骤S1中配置的药剂，调节废水基坑中的废水的pH值至3～5；同时对废水基坑中高铁锰酸性矿坑废水进行曝气处理；每吨所述高铁锰酸性矿坑废水，所述药剂的投加速率为0.05～0.1L/min；

S3.曝气处理结束后，将废水基坑中的混合溶液静置一段时间后，收集其中的沉淀物，即得到重金属吸附剂。

2.如权利要求1所述的基于高铁锰酸性矿坑废水原位制备重金属吸附剂的方法，其特征在于，在步骤S1中，所述粉末状生石灰的目数为150～250目。

3.如权利要求1所述的基于高铁锰酸性矿坑废水原位制备重金属吸附剂的方法，其特征在于，在步骤S2中，所述曝气处理的时间为1～3d。

4.如权利要求3所述的基于高铁锰酸性矿坑废水原位制备重金属吸附剂的方法，其特征在于，在步骤S2中，使用射流曝气机对废水基坑设置的多个曝气点进行曝气处理。

5.如权利要求4所述的基于高铁锰酸性矿坑废水原位制备重金属吸附剂的方法，其特征在于，所述曝气点的分布按1.5～2m的间距间隔设置。

6.如权利要求5所述的基于高铁锰酸性矿坑废水原位制备重金属吸附剂的方法，其特征在于，在步骤S2中，在每个所述曝气点的位置，设置相应的药剂投加点，对废水基坑采用多点投加药剂。

7.如权利要求1所述的基于高铁锰酸性矿坑废水原位制备重金属吸附剂的方法，其特征在于，在步骤S3中，静置的时间为1‑2d。

8.一种如权利要求1‑7任一项所述的方法制备的重金属吸附剂，其特征在于，所述重金属吸附剂用于吸附砷。

说明书

基于高铁锰酸性矿坑废水原位制备重金属吸附剂的方法和

应用

技术领域

[0001] 本发明涉及地下水污染原位修复技术领域，尤其涉及基于高铁锰酸性矿坑废水原位制备重金属吸附剂的方法和应用。

背景技术

[0002] 煤矿等矿山开采闭坑后，极易充水而产生大量酸性矿坑废水，其典型特征表现为pH值低、铁和锰含量高。黄铁矿本身可以稳定存在于还原条件下，但由于采矿活动，原本深
埋于地下的黄铁矿暴露于有氧环境中，发生氧化性溶解，主要反应如下：

[0003] 2FeS2+2H2O+7O2＝＝2FeSO4+2H2SO4

[0004] 4FeSO4+2H2SO4+O2＝＝2Fe2(SO4)3+2H2O

[0005] Fe2(SO4)3+6H2O＝＝2Fe(OH)3+3H2SO4

[0006] 在黄铁矿的持续氧化溶解过程中，硫元素逐渐被氧化并最终以硫酸盐形式稳定存在，这一过程导致矿坑废水中硫酸盐含量升高。

[0007] 黄铁矿的持续氧化溶解过程，同时是产酸过程，最终导致积存的矿坑水pH值逐渐下降，在酸化条件下，煤矿中所赋存的的重金属离子逐渐释出，并溶解于酸性矿坑水中，导
致酸性矿坑废水铁锰含量上升甚至超标，同时还伴随其它重金属离子超标，形成酸性矿坑
废水。

[0008] 目前关于酸性矿坑废水的处理技术主要有中和沉淀法、吸附法、中和滤料法、微生物处理法，其中，中和法应用较为广泛，该方法使用石灰乳或者石灰将废水pH调节至8‑9左
右，废水中重金属离子与过量的氢氧根离子作用，最终形成重金属氢氧化物以及碳酸盐沉
淀，从而使重金属从废水中脱除，由于酸性矿坑废水的通过中和沉淀法消耗的碱性药剂用
量多，导致处理成本提高，并且废水处理后形成的沉淀不能进行二次利用。

[0009] 吸附法则通过在废水中投加具有活性官能团的吸附剂，通过官能团与污染物的吸附力作用脱除污染物，如重金属离子污染物；虽然吸附法在使用过程中很少产生附加污染
物，且使用效果良好，但是对于高铁锰酸性矿坑废水，由于铁锰离子的含量较高，吸附剂使
用需求量较大，成本较高，并且高铁锰酸性矿坑废水中的铁锰离子直接被吸附剂吸附，其产
物并不能达到二次利用。

[0010] 中和滤料法，典型的技术案例为PRB技术，作为一种原位修复技术，其通过在污染羽横截面处设置可渗透反应墙系统，墙体中填充中和剂、零价铁、或者微生物等活性滤料，
在受污染地下水流经墙体后，污染物得到稳定、降解、脱除，采用中和滤料法处理，其产物同
样也不能达到二次利用。

[0011] 微生物处理法，利用硫酸盐还原菌将水中的硫酸盐还原为硫化氢，最终进一步氧化为单质硫；另外一类细菌则通过将亚铁氧化为三价铁，配合石灰乳等调和剂使重金属以
及硫酸盐得到脱除，采用微生物处理法，工艺复杂，同时也需要使用大量的石灰乳，并且形
成的产物不能实现二次利用。

[0012] 酸性矿坑废水广泛存在于我国采矿地区，以目前的开采技术，生产中该污染物的产生尚不能避免，且产生的废水量巨大，对水体污染影响较大；面对巨大的废水产量，尤其
是酸性矿坑废水中铁锰含量很高，现有技术的废水处理成本较高高，并且酸性矿坑废水中
大量的铁锰金属也没有实现有效的利用，有关酸性矿坑废水的原位处理与利用技术的应用
则相对缺乏。

发明内容

[0013] 本发明的目的在于，针对现有技术的上述不足，提出一种成本低廉、废水中污染物达到高效处理，并且处理后的产物能够作为吸附剂被二次利用的基于高铁锰酸性矿坑废水
原位制备重金属吸附剂的方法。

[0014] 本发明的目的可以通过以下技术方案来实现：

[0015] 基于高铁锰酸性矿坑废水原位制备重金属吸附剂的方法，包括如下步骤：

[0016] S1.将生石灰研磨至粉末状，将粉末状生石灰配制成一定浓度的药剂；

[0017] S2.向高铁锰酸性矿坑废水的废水基坑中投加步骤S1中配置的药剂，调节废水基坑中的废水的pH至3～5；同时对废水基坑中高铁锰酸性矿坑废水进行曝气处理；

[0018] S3.曝气处理结束后，将废水基坑中的混合溶液静置一段时间后，收集其中的沉淀物，即得到重金属吸附剂。

[0019] 优选的，在步骤S1中，所述药剂中生石灰的浓度为0.4～0.6g/mL。

[0020] 优选的，在步骤S1中，所述粉末状生石灰的目数为150～250目。

[0021] 优选的，在步骤S2中，每吨所述高铁锰酸性矿坑废水，所述药剂的投加速率为0.05～0.1L/min。

[0022] 优选的，在步骤S2中，所述曝气处理的时间为1～3d。

[0023] 优选的，使用射流曝气机对废水基坑设置的多个曝气点进行曝气处理。

[0024] 优选的，所述曝气点的分布按1.5～2m的间距间隔设置。

[0025] 优选的，在步骤S2中，在每个所述曝气点的位置，设置相应的药剂投加点，对废水基坑采用多点投加药剂。

[0026] 优选的，在步骤S3中，静置的时间为1～2d。

[0027] 一种由上述的方法制备的重金属吸附剂，所述重金属吸附剂用于吸附砷。

[0028] 本发明的基于高铁锰酸性矿坑废水原位制备重金属吸附剂的方法和应用。该方法是通过将生石灰配置成氢氧化钙溶液，其中钙离子用于与矿坑水中的硫酸根反应生成硫酸
钙，从而达到去除高铁锰酸性矿坑废水中的硫酸根的目的；其中氢氧根离子用于维持溶液
的pH值在3～5，矿坑废水中的铁离子与锰离子在pH值为3～5的环境下，不会形成氢氧化铁
和氢氧化锰沉淀，而是以铁锰水合物的形式存在，以Fe‑OH和Mn‑OH的官能团形式存在，通过
曝气处理，使得矿坑废水中的含有的少量亚铁离子发生氧化，曝气处理还能起到搅拌作用，
一方面使得药剂能够均匀分布在整个废水基坑，提高了反应的效率，另一方面能够有助于
矿坑废水中铁锰水合物以及其他悬浮物的絮凝和团聚，有助于形成沉淀，进而高效制备出
重金属吸附剂，同时使得矿坑废水中的金属离子、硫酸根离子和其他悬浮物等污染物达到
处理的效果。通过在矿坑水中加入生石灰配置的药剂，药剂参与反应，不会引入二次污染，
充分利用了矿坑水中富含的铁、锰等金属离子来原位制备出重金属吸附剂，使得制备吸附
剂的成本低廉，同时实现了对酸性矿坑废水中的污染物的处理和综合利用。

附图说明

[0029] 图1为本发明实施例基于高铁锰酸性矿坑废水原位制备重金属吸附剂的方法的示意图。

具体实施方式

[0030] 以下是本发明的具体实施例并结合附图，对本发明的技术方案作进一步的描述，但本发明并不限于这些实施例。

[0031] 实施例1

[0032] 如图1所示，本发明的基于高铁锰酸性矿坑废水原位制备重金属吸附剂的方法，具体实施步骤包括如下：

[0033] 1.将生石灰研磨至200目的粉末状，将200目的粉末状生石灰配制成浓度为0.5g/mL的药剂，药剂的配制过程在调节药池中完成，在药剂配制过程保持搅拌，生石灰充分溶
解，形成澄清的氢氧化钙溶液，使得药剂中的氢氧化钙不会形成沉淀，能够在后续参与反应
过程中被充分利用；

[0034] 2.向高铁锰酸性矿坑废水的废水基坑中投加步骤1中配制的药剂，对于1吨矿坑水，药剂的投加速率为0.07L/min，保持废水基坑中废水的pH值为4左右；同时对废水基坑中
的高铁锰酸性矿坑废水进行曝气处理；空压系统将空气压缩后，为射流曝气机提供曝气气
源，利用射流曝气机对酸性废水进行不间断曝气处理，使得曝气气流以射流状沿着水流方
向切面进入废水基坑，一方面，使得废水基坑中的酸性矿坑废水能得到有效的曝气，酸性矿
坑废水中含有的少量的亚铁离子被氧化，由于矿坑废水中的亚铁的含量很低，氧化过程对
pH的影响甚微，另一方面，通过切向曝气对废水基坑中的废水进行气流搅拌，促进了酸性矿
坑废水中悬浮物以及铁锰水合物的团聚和絮凝作用，有助于沉淀形成；针对大型废水基坑，
为了提高反应效率，可以采用设置多个曝气点，曝气点的分布按1.5m的间距间隔；同时可以
采用多点投加药剂方式进行pH的调节，通过在曝气点的位置，设置相应的药剂投加点，曝气
处理时间为1.0d；

[0035] 3.曝气处理结束后，对废水基坑中的混合溶液静置1.0d，使得铁锰水合物充分团聚、絮凝形成沉淀物，同时废水中的其他悬浮物也发生絮凝沉淀，收集其中的沉淀物，即得
到重金属吸附剂。

[0036] 上述步骤完成后，上清液通过自吸泵抽出废水基坑，抽出水进入后续处理系统；废水基坑中高铁锰酸性矿坑废水经处理排出后，附近地下水由于水力作用下向废水基坑内继
续汇集，与此同时，高铁锰酸性矿坑废水处理进入下一周期。

[0037] 实施例2

[0038] 本实施例与实施例1中的步骤基本相同，不同之处在于，步骤1中，生石灰研磨至150目，配置的药剂浓度为0.6g/mL；步骤2中，对于1吨矿坑废水，药剂的投加速率为0.05L/
min，保持废水基坑中废水的pH值为5，曝气点按2m的间距间隔布置，曝气处理时间为3d；步
骤3中，静置时间为1.5d。

[0039] 实施例3

[0040] 本实施例与实施例1中的步骤基本相同，不同之处在于，步骤1中，生石灰研磨至250目，配置的药剂浓度为0.4g/mL；步骤2中，对于1吨矿坑废水，药剂的投加速率为0.1L/
min，保持废水基坑中废水的pH值为3，曝气点按1.8m的间距间隔布置，曝气处理时间为2d，
步骤3中，静置时间为2.0d。

[0041] 本发明实施例所获得的重金属吸附剂经过简单烘干后即可用于含砷废水处理，将重金属吸附剂投加至含砷废水中，对于砷的吸附处理率可达到60％以上。

[0042] 本发明制备原理如下：亚铁离子在曝气处理下被氧化为铁离子，高铁锰酸性矿坑废水中的存在一些悬浮物N会吸附铁离子和锰离子，形成Mn‑N‑Fe化合物，Mn‑N‑Fe在pH为3
～5的环境下，水合产生Fe‑OH和Mn‑OH基团，具体水合反应方程式如下：

[0043] Mn‑N‑Fe+2H2O→MnOH‑N‑FeOH+2H+

[0044] Mn‑N‑Fe与水和反应过程中产生了氢离子，氢离子达到一定浓度，会抑制Mn‑N‑Fe进一步发生水解产生Fe‑OH和Mn‑OH基团，加入生石灰配置的药剂，药剂中的氢氧根离子与
氢离子发生中和，氢离子浓度减少，使得反应向右进行，有助于产生更多的Fe‑OH和Mn‑OH基
团；曝气处理有助于铁锰离子吸附于悬浮物N上，从而有助于产生更多的Fe‑OH和Mn‑OH基
团，曝气处理也有助于MnOH‑N‑FeOH之间的团聚，有助于形成MnOH‑N‑FeOH沉淀，便于收集沉
淀物，沉淀物中由于含有锰化物羟基(Mn‑OH)、铁化物羟基(Fe‑OH)基团，在吸附作用中，羟
基往往参与吸附配位作用与金属、类金属污染物的相互作用，因此收集的沉淀物可以作为
重金属吸附剂，去除水体中的重金属元素。以上未涉及之处，适用于现有技术。

[0045] 虽然已经通过示例对本发明的一些特定实施例进行了详细说明，但是本领域的技术人员应该理解，以上示例仅是为了进行说明，而不是为了限制本发明的范围，本发明所属
技术领域的技术人员可以对所描述的具体实施例来做出各种各样的修改或补充或采用类
似的方式替代，但并不会偏离本发明的方向或者超越所附权利要求书所定义的范围。本领
域的技术人员应该理解，凡是依据本发明的技术实质对以上实施方式所作的任何修改、等
同替换、改进等，均应包含在本发明的保护范围。