鉛鋅浮選廠在生產過程中產生大量的廢水，廢水中含有重金屬、浮選藥劑等污染物，若不處理，則對環境及生態系統有較大的危害[1]。通常采用自然澄清法、混凝沉淀法、藥劑中和法、沖氣曝氣法、生化氧化法等技術[2-7]對選礦廢水進行達標排放處理。然而，隨著對環境保護的逐漸重視和水資源的日益緊缺，選礦廢水進行治理后作為水資源循環利用是實現水資源可持續利用的有效途徑，既減少對環境的污染，又提高礦山水資源綜合利用率和經濟效益。但是，目前普通采用的物理化學法對處理廢水中的COD 有一定的局限，COD 去除只能達到一定程度，很難進一步降低以達到排放標準。因為物理化學法并不具備完全去除有機藥劑的功能，只能將有機物轉移到化學污泥中。因此，如何凈化并回用選礦廢水，是當有色金屬礦山面臨的重要環境保護課題之一。

根據選礦廢水難處理的特點，先后對選礦廢水進行物化處理研究和生化處理研究，在早期的研究中，已經證實" 混凝沉淀——活性炭吸附——回用" 工藝在處理選礦廢水有一定的局限性，廢水中的有機物去除難度大，使到回用的水質嚴重影響到選礦指標; 然而對經物理化學法預處理后的廢水進行了生化處理研究，設計了" 活性碳吸附——混凝沉淀——厭氧水解——接觸氧化——接觸氧化" 工藝，該工藝運行穩定，出水效果較好，同時微生物處理選礦藥劑已得到證實，效果良好[8，9]。因此利用對該物化工藝出水進行生化研究，考察生化處理該廢水的可行性，為處理選礦廢水提供一條新思路。

1 方法與設備

1．1 廢水來源及特征

一般而言，選礦廢水并非單指選礦工藝中排出的廢水，還包括一定的地面沖洗水、冷卻水等等。選礦廢水可以依據其排放源分為兩類:

1) 濃縮精礦及中礦用的濃縮脫水設備的溢流，其水量一般少于選廠總水流量的5%;

2) 浮選等選礦過程的水流( 包括某些沖洗水) ，其總量占總廢水量的95%以上。

選礦廢水中所含有機藥劑因BOD/COD 比值小于0．3，屬于難降解有機物[10]。

1．2 物化預處理

取1 L綜合廢水分別投加40 mg 硫酸鋁和50 mg粉末活性碳進行物化預處理，試驗結果見表1:

表1 物化預處理結果mg /L

選礦綜合廢水經混凝沉淀后COD 的去除率約為11．35%，而經混凝沉淀和活性碳吸附后去除率約為33%，可見該預處理對選礦藥劑的去除有一定局限性，而選礦藥劑含量過高時又會對選礦指標造成影響。此外，過高的有毒物質直接進入生化系統，會對系統有一定的沖擊，所以在預處理的基礎上進行生化處理有一定的合理性。

1．3 試驗用水

試驗用水包括營養液及廢水，營養液組成如下:蒸餾水1 L，葡萄糖0．5 g，NH4C1 0．06 g，KH2PO40．014 g，CaC12 0．014 g。

1．4 實驗方法

采用以水解酸化+ 兩級接觸氧化為主的生化處理工藝，水解酸化柱工作容積為20 L，一級好氧柱工作容積20 L，二級好氧柱工作容積20 L; 水解酸化柱和兩級好氧柱均裝入填料; 生物菌種接種于污水廠二沉池回流污泥，經50 d 左右的馴化掛膜后加入既定濃度的廢水進行生化處理實驗; 平均水力停留時間10h，定時分析3 個池體出水中的COD、苯胺黑藥、黃藥和乙硫氮。工藝流程如圖1 所示:

圖1 工藝流程示意圖

1．5 分析方法

3 種藥劑的測定方法[11， 12]: 經紫外分光光度計波峰掃描得出3 種藥劑各自最大的吸收波峰所對應的波長，結果分別是230 nm ( 苯胺黑藥) 、257 nm ( 乙硫氮) 、301 nm( 黃藥) ，然后在此波長下做藥劑的含量測定; COD 的測定采用快速消解法。

2 結果與討論

2．1 生化系統的啟動

2．1．1 系統掛膜

在掛膜啟動階段采用單獨培養方式啟動。水解池中的接種污泥取自廣州瀝滘污水處理廠消化污泥。將消化污泥稀釋后加入反應器中與填料充分混合，靜置24 h 后開始進營養液，直至生物膜成熟穩定。

接觸氧化在pH 值為7 左右、停留時間10 h 的條件下啟動。配制營養液穩定進水，啟動期間( 1 ～ 15d) ，反應器中出水COD 均維持在100 mg /L 以下，平均去除率達到84%以上。1 周后，在填料的內表面長出了一層薄薄的生物膜，鏡檢能觀察到菌膠團、絲狀菌和鐘蟲等; 2 周后，生物膜成熟，有一定的厚度，另外也有一定的粘性，說明掛膜成功。

2．1．2 生物膜馴化

當各池體掛膜成功后，將各池體按工藝流程所示串聯，組成生化系統。逐漸提高水箱中模擬廢水的濃度，同時降低營養液濃度，控制水解酸化DO ＜ 0．5mg /L，接觸氧化DO 在3 ～ 4 mg /L，觀察各池體出水效果，當出水COD 穩定時，繼續提高濃度，直至水箱中全部為模擬廢水為止。

隨著時間的延長，生物膜逐漸增厚，開始新陳代謝，老膜開始脫落，出水中出現懸浮物，系統運行趨于穩定，COD、苯胺黑藥、黃藥、乙硫氮的去除率趨于穩定。同時通過顯微鏡觀察發現填料接觸氧化池中生物相經歷了由大量的草履蟲、鐘蟲、輪蟲、線蟲等原生動物和后生動物到無，再到重新出現大量的鐘蟲、輪蟲、線蟲等原生動物和后生動物的過程。說明掛膜成功，系統進入正常運行。

2．2 系統穩定運行效果

2．2．1 水解酸化段實驗結果

廢水通過水解酸化作用，將廢水中大分子有機物降解為低分子量酸類物質。經過近3 個月的連續實驗，水解酸化工段運行比較穩定，水溫在19 ～26℃，pH 值在6 ～ 7，水力停留時間保持在10 h，實驗結果如表2 所示。

表2 水解酸化段實驗結果mg /L

從表2 中可以看出，當系統處于穩定運行時期，對苯胺黑藥、黃藥、乙硫氮的去除率達到10% 左右，3 種藥劑在厭氧微生物的作用下被分解成其他中間小分子或易降解的有機物，同時中間小分子或易降解的有機物被微生物合成自身物質所利用，進而使廢水中的COD 有所下降，同時也提高了后續處理的可生化性。

2．2．2 好氧段實驗結果

由于接觸生物氧化具有耐沖擊負荷，污泥量少，維護管理方便等優點，所以選用接觸生物氧化作為好氧處理工藝。為了使出水達到1 級排放要求，實驗采用兩級好氧進行處理，實驗結果如表3 所示:

表3 好氧處理實驗結果mg /L

由表3 可知，一級好氧對COD 的去除率為44．8%，二級好氧去除率為60．21%大于一級好氧，說明3 種有機藥劑在經過水解酸化，一級接觸氧化后水中的大分子難降解有機物含量已有明顯的降低，有利于二級好氧的進一步處理。

2．3 工藝可行性

1) 浮選廢水包括多種生產過程的廢水，鋅精礦水和鋅尾水的pH 值高達11．45 以上，其他廢水則偏酸，工藝設計中設置調節池可以綜合其酸堿性，調節水質，有助于后續的處理。

2) 鑒于選礦廢水中存在多種污染物，特別是Pb、Zn、Cu 重金屬毒性較大，色度較深，且水質混蝕，工藝設計中吸附池及混凝池去除部分重金屬及有機物，使出水重金屬濃度達到微生物所承受的范圍之內。

3) 工藝中水解酸化池是關鍵的處理設施，水解酸化池從底部進水，頂部出水，池中裝有填料，既增加了微生物量，又可防止污泥上浮。由于浮選藥劑分子量較大，結構較為復雜，很難被好氧微生物直接利用，但在厭氧條件下，微生物可以將其轉化為小分子、易降解的有機物，提高其可生化性，為后續處理創造條件。

4) 有機物在厭氧菌的作用下，轉化為小分子有機物，進入二級接觸氧化，在好氧微生物的作用下，徹底地轉化為二氧化碳和水，最終實現達標排放和回用。

5) 選礦行業廢水問題目前較多的采用物理、化學等方法。然而，這些方法不能完全消除污染，能耗和物耗量大，運行費用高，且可能產生二次污染[13， 14]。因此解決問題的根本出路在于對產生廢水處理達到回用標準，實現零排放，既可以減少對環境的污染，又節約水資源，具有環保和經濟的雙重利益。具體參見http://m.dongaorq.cn更多相關技術文檔。

3 結論

1) 選礦廢水中由于含有重金屬和有機藥劑，它們對微生物均會有毒害作用，但是微生物對有毒物質也有一定的承受和適應能力，因此需要對選礦廢水進行預處理。

2) 由于活性碳吸附具有有效的吸附能力而混凝沉淀具有運行簡單、操用方便等優點，綜合考慮采用兩種工藝的組合，發揮各自的優點，可以實現低成本、高效率。

3) 廢水中的有機藥劑是貢獻COD 的主要因素，然而有機藥劑屬難降解有機物，因此在生化處理過程中，必須稍微延長停留時間，以保證出水完全達標。

4) 物化預處理——水解酸化——接觸氧化工藝工藝經試驗驗證，對廢水的處理效果穩定，出水滿足礦山回用水質要求，為選廠節省大量的水資源。

參與文獻

[1] 鄢恒珍，龔文琪，梅光軍，等．共代謝條件下丁基黃藥的生物降解實驗研究[J]．環境污染與防治，2010， 32( 4) : 1-5．

[2] 胡濤，李亞云．含鉻廢水的治理研究[J]．污染防治技術，2005，18( 4) : 5-7．

[3] Clare A．N．，Wilson D．J．．Gaslfoattion Process Separating[J]．Separationnad Purificaiton Methods，1998，8 ( 2) : 45-52．

[4] Bhattacharyya D．．Activation Coal[J]．Enviorn Porgram，1987，6 ( 2) : 110-113．

[5] 馬洪芳，劉志寶．用鋁鹽絮凝劑處理含鉻廢水的研究[J]．材料保護， 2003，36( 3) : 53-54．

[6] Xu Yan-bin，Xiao Hua-hua，Sun Shui-yu．Study on Anaerobic Treatment of Wastewater Containing Hexavalent Chromium[J]．Journal of Zhejiang University( Science B) ，2005，6 B( 6) : 574-579．

[7] 柴立元，劉恢．改性活性污泥處理含鉻廢水[J]．中國有色金屬學報， 2005，15( 9) : 1458-1464．

[8] 肖華花．二苯胺基二硫代磷酸生物降解特性研究[D]．廣東: 廣東工業大學，2006．

[9] 張萍，孫水裕，徐勁．一株有機浮選藥劑—黃原酸鹽降解菌的特性研究[J]．環境污染治理技術與設備，2006，7( 2) : 53-56．

[10] 楊運瓊．硫化礦捕收劑的降解性能與機理研究[D]．湖南: 中南大學，2003．

[11] 薛玉蘭，余雪花，潘煥基，等．黃藥在礦漿中的賦存姿態和測試方法研究[J]．中南工業大學學報，1994，25 ( 5) : 586-591．

[12] 徐勁．有機浮選藥劑物化凈化特性研究[D]．廣東: 廣東工業大學， 2005．

[13] 趙永紅，成先雄，謝明輝，等．選礦廢水中黃藥自然降解特性的研究[J]．礦業安全與環保，2006，33( 6) : 33-34．

[14] 師偉．烴基黃藥浮選捕收劑光化學降解性能研究[D]．武漢: 武漢理工大學，2007: 6-10．來源：城市環境與城市生態