隨著我國人口的增加以及人民生活水平的提高，對工農(nóng)業(yè)的發(fā)展需求也逐漸增加，因此導致水資源量在供需方面不平衡，且由此造成的水環(huán)境污染也越來越嚴重，據(jù)相關學者研究，解決這種現(xiàn)象最根本的辦法就是開源節(jié)流，就是要求我們最大限度的做好廢水的回收利用，向人們灌輸節(jié)約用水的觀念。工業(yè)的發(fā)展必須要有充足的能源供應作為保障，據(jù)報道，礦產(chǎn)資源是我國能源供應的主力軍，從2010-2015年我國共產(chǎn)煤102.3億t，2016-2017年就產(chǎn)煤45.6億t，產(chǎn)煤量以每年8.3%的速率快速增長，近年來我國雖在不斷調(diào)整能源供應的結構，目前也是多能源供應，煤炭雖是一次性能源，但由于價格低廉且產(chǎn)量多，在未來很長一段時間之內(nèi)其主力軍地位仍無其他能源可以替代。隨著煤礦的不斷開采，由此造成的環(huán)境污染問題也越發(fā)嚴重，煤礦廢水具有pH值不穩(wěn)定、懸浮物濃度高、鹽度高、水質(zhì)復雜等特點，煤礦廢水的來源主要有：礦區(qū)的生活廢水、煤礦礦井廢水、選煤廢水以及煤制氣廢水等，其中礦井廢水主要是采礦時會擾動地下水沉，因此必須做好礦井的排水工作;選煤廢水主要是日常工藝和管理過程中對煤泥水要求循環(huán)利用外排所產(chǎn)生的泥水，這類廢水一般懸浮物濃度較高，含有大量的溶解性固體和放射性元素等;煤制氣廢水主要來自工藝中煤氣出口的豎管和洗滌塔冷凝后的廢水，這類廢水具有懸浮物濃度高，有機物和無機物含量高等特點。

　　煤礦廢水主要有酸性廢水(pH<6.5)、中性廢水(ph介于6.5和8.5之間)以及堿性廢水(ph>8.5)，但大部分的煤礦廢水還是呈中性，北方地區(qū)的煤礦主要為弱堿性或者中性廢水，南方地區(qū)的煤礦主要為弱酸性和中性廢水，我國煤礦的礦井廢水主要包括潔凈廢水、高懸浮物礦井廢水、高鹽度廢水、酸性礦井廢水、甚至有些含放射性物質(zhì)的廢水(如鐳、鈾)，含重金屬物質(zhì)的礦井廢水(如鐵元素)等。煤礦廢水處理時應根據(jù)開采規(guī)模、排水水質(zhì)要求以及廢水的水質(zhì)特征等方面綜合考慮選用最適合和經(jīng)濟的工藝，目前有關這方面的研究較多，應用最多的還是混凝、沉淀、過濾、消毒、反滲透、電析等方面，因煤礦廢水一般具有鹽度高等特點，而混凝工藝對于處理高鹽度廢水具有較大的優(yōu)越性，近年來在這方面的研究興起較快，針對具體煤礦特征，混凝時要求添加適宜量的混凝劑和助凝劑，用量選取的合適與否關系到廢水硬度和廢水中硫酸的去除效果，本文擬選取山西朔州懷仁礦區(qū)廢水作為研究對象，采用自行設計的混凝工藝，研究混凝工藝處理該礦區(qū)廢水需添加的混凝劑和助凝劑量最佳用量，研究結果可為進一步了解混凝工藝的處理機理提供理論參考。

　　1、工藝流程以及試驗方法

　　工藝流程如圖1所示。

　　廢水依次流經(jīng)調(diào)節(jié)池、混凝池和沉淀池，沉淀池后對于沉淀的污泥經(jīng)過污泥濃縮池濃縮后的污泥用壓濾機壓縮，壓縮后的泥餅再外運，對于沉淀池中的水后續(xù)流經(jīng)過濾池和吸附池后被循環(huán)利用，由于廢水中pH為酸性，廢水經(jīng)調(diào)節(jié)池進入混凝池之前先加熟石灰調(diào)節(jié)pH至中性，在混凝池中添加混凝劑(PAC、PAF)，本試驗中所需用到的試驗設備見表1。

　　廢水水質(zhì)如表2所示，其中pH采用pH試紙測，溫度采用溫度計測量，懸浮物(SS)采用濾膜過濾后稱重，配置EDTA標準溶液，添加絡黑T固體為指示劑，根據(jù)酸堿滴定原理測定水的硬度和鈣元素(Ca)、鎂元素(Mg)含量，添加氯化鋇溶液根據(jù)沉淀滴定法測定水中硫酸根離子(SO₄²)含量，采用原子吸收分光光度法測定銅(Cu)元素含量，紫外分光光度法測定硝酸根(NO3-)含量，分子吸收光譜法測定鐵元素(Fe)含量，采用莫爾法測定水中氯元素含量，樣品檢測時嚴格按照《水和廢水監(jiān)測分析方法》中相關步驟及操作規(guī)范進行。

　　從表2可知：廢水呈酸性，故應加熟石灰(Ca(OH)2)調(diào)節(jié)pH至中性，SS濃度較高、硬度、Ca、Mg和SO₄^2-含量較高，其他檢測的元素濃度值不是很高，又因Ca、Mg元素含量反映的就是硬度，故下文只對SO₄^2-含量、SS和硬度進行分析，SS是在整個工藝過程中逐步去除，而SO₄^2-含量和硬度主要在混凝過程中去除，故下文分析各池子內(nèi)的SS濃度變化情況和混凝過程中添加的最適宜Ca(OH)2用量、混凝劑的用量。

　　2、結果與分析

　　2.1 混凝機理分析

　　混凝主要是在廢水中添加化學物質(zhì)使水中的膠體粒子或者懸浮物聚集，主要包括兩個過程(凝聚和絮凝過程)，其作用機理也是凝聚和絮凝機理，目前有關混凝機理方面的認識主要有：壓縮雙電層作用、卷掃作用和電中和作用。壓縮雙電層特有的結構，決定著膠體之間表面處的反離子濃度是所有位置中最大值，當顆粒之間較為分散時，顆粒之間的反離子濃度逐漸減小，直到和溶液濃度值相等，當水中添加混凝劑后，廢水中的擴散層減小，反離子濃度增加，離子電位也相應的降低，因為擴散層的厚度變小了，粒子之間的排斥作用也減少了，當顆粒之間相互凝結碰撞時，因顆粒之間距離減少了，分子之間的引力也會增加，引力大于排斥力，隨后顆粒之間得以聚集而沉淀;當膠體表面吸附了相關的異處離子、膠體顆粒或分子時，這些粒子可以中和自身所帶的電荷，也減少了粒子之間的排斥作用，因此顆?？梢愿玫鼐奂罱K得以沉淀，同時當反離子之間相互吸附時又可以降低膠體之間表面的電荷，直至降為0，甚至可以使離子之間帶相反的電荷，再次增加了粒子之間的排斥作用，因此膠體得以再次穩(wěn)定;混凝劑之間具有線性結構，具有能和顆粒表面發(fā)生化學反應的基團，形成的這些基團能夠把顆粒與混凝劑高效的連接起來，混凝劑與膠體表面的作用主要是因為膠體表面與不帶電的物質(zhì)之間的范德華力而產(chǎn)生吸附架橋作用;卷掃作用主要是對混凝劑以而言的，這些混凝劑添加到廢水中會發(fā)生水解，并生成沉淀，由于沉淀數(shù)量和表面積極大，因此之間會有孔網(wǎng)，而部分懸浮物會被吸附到孔網(wǎng)里面而得以去除。目前，廣為應用的混凝劑主要有無機混凝劑、有機混凝劑、微生物以及符合混凝劑。

　　2.2 沿程SS濃度去除分析

　　裝置運行穩(wěn)定后各池子中SS濃度以及各池子中SS的去除率變化曲線見圖2。

　　分析可知，進水中SS濃度值為2357.4mg·L-1，調(diào)節(jié)池中SS濃度值為2263.7mg·L-1、去除率為3.97%;混凝池中SS濃度值為3526.1mg·L-1，遠大于進水中SS濃度;混凝池中SS濃度為3526.1mg·L-1、去除率為55.36%;沉淀池中SS濃度為1052.4mg·L-1、去除率為55.36%;過濾池中SS濃度為125.6mg·L-1、去除率為96.47%;吸附池中SS濃度為41.5mg·L-1、去除率為98.24%;出水中SS濃度為2263.7mg·L-1、去除率為98.41%。因進水水質(zhì)和水量波動較大，調(diào)節(jié)池主要是調(diào)節(jié)水量和水質(zhì)的，故廢水流經(jīng)調(diào)節(jié)池后SS濃度值幾乎沒有變化，只有一些粒徑較大的懸浮物在池內(nèi)運動過程中通過沉淀得以去除;在混凝池中由于添加了混凝劑和助凝劑，該物質(zhì)投入水中后本身就會形成沉淀，顆粒物被吸附進入混凝劑形成的沉淀中，由于此時還來不及沉淀，故廢水流經(jīng)混凝池后SS濃度值升高明顯，遠大于進水中SS濃度值;廢水流經(jīng)沉淀池后在混凝池中形成的沉淀很快被沉淀下來，故此時SS濃度下降明顯，去除率達到55.3%;一些細小粒徑的SS由于重量不夠在沉淀池無法沉淀，進入過濾池后這些SS被截留下來，故在過濾池中大部分SS被截留下來，SS濃度值又大大下降，從沉淀池至過濾池SS去除率增加了41.11%，吸附池主要是吸附少數(shù)過濾池中未過濾完全的極細小顆粒，故SS濃度變化不明顯，從過濾池至吸附池SS去除率僅增加了1.77%。

　　2.3 Ca(OH)2添加量試驗結果及分析

　　絮凝的作用主要是使一些膠體粒子或者較小的懸浮物凝聚，且主要是正對不溶于水的物質(zhì)，由于煤礦廢水中的Ca2+、Mg2+以及SO₄^2-都是水溶性物質(zhì)，故直接添加混凝劑作用效果不大，故應在混凝劑投入之前先添加適量的熟石灰(Ca(OH)2)，Ca(OH)2可以和水中的Mg2+以及SO₄^2-形成CaSO4和Mg(OH)2沉淀，廢水中會產(chǎn)生一定量的CO2，該氣體也可與Ca(OH)2可生成CaCO3沉淀，有了這些沉淀后會使SO₄^2-的絮凝作用大大增強，故為探討Ca(OH)2最適宜的添加量共進行兩組試驗(PAC和PAF試驗)，試驗前先調(diào)節(jié)廢水pH至7左右，保證實驗室氣溫在25℃，每組試驗又分為7小組，每小組用燒杯盛水1L，分別添加濃度為0、0.2、0.4、0.6、0.8、1.0、1.2g·L-1的Ca(OH)2，在7個PAC試驗中各添加30mg·L-1的PAC，7個PAF試驗中各添加30mg的PAF，控制攪拌速度約150r/min，攪拌約2min，開始絮凝時控制攪拌速度為20r/min，控制絮凝時間為10min，隨后靜止20min，取上清液測量水中總硬度以及SO₄^2-含量，各物質(zhì)含量及試驗現(xiàn)象見表3，不同Ca(OH)2投加量下總硬度以及SO₄^2-去除率曲線如圖3和圖4。

　　從圖3分析可知：添加PAC混凝劑時，在不添加Ca(OH)2時，相比進水中濃度，混凝過程總硬度去除率為0.4%，SO₄^2-去除率為1.37%;當添加濃度為0.2g·L-1的Ca(OH)2時，相比進水中濃度，混凝過程總硬度去除率為6.46%，SO₄^2-去除率為4.66%;當添加濃度為0.4g·L-1的Ca(OH)2時，相比進水中濃度，混凝過程總硬度去除率為18.69%，SO₄^2-去除率為20.78%;當添加濃度為0.6g·L-1的Ca(OH)2時，相比進水中濃度，混凝過程總硬度去除率為30.53%，SO₄^2-去除率為33.13%;當添加濃度為0.8g·L-1的Ca(OH)2時，相比進水中濃度，混凝過程總硬度去除率為42.33%，SO₄^2-去除率為46.8%;當添加濃度為1g·L-1的Ca(OH)2時，相比進水中濃度，混凝過程總硬度去除率為45.01%，SO₄^2-去除率為48.07%;當添加濃度為1.2g·L-1的Ca(OH)2時，相比進水中濃度，混凝過程總硬度去除率為44.3%，SO₄^2-去除率為47.33%。

　　從圖4分析可知：添加PAF混凝劑時，在不添加Ca(OH)2時，相比進水中濃度，混凝過程總硬度去除率為1.44%，SO₄^2-去除率為0.51%;當添加濃度為0.2g·L-1的Ca(OH)2時，相比進水中濃度，混凝過程總硬度去除率為7.64%，SO₄^2-去除率為6.52%;當添加濃度為0.4g·L-1的Ca(OH)2時，相比進水中濃度，混凝過程總硬度去除率為19.52%，SO₄^2-去除率為22.93%;當添加濃度為0.6g·L-1的Ca(OH)2時，相比進水中濃度，混凝過程總硬度去除率為32.33%，SO₄^2-去除率為34.74%;當添加濃度為0.8g·L-1的Ca(OH)2時，相比進水中濃度，混凝過程總硬度去除率為44.35%，SO₄^2-去除率為48.32%;當添加濃度為1g·L-1的Ca(OH)2時，相比進水中濃度，混凝過程總硬度去除率為46.67%，SO₄^2-去除率為52.01%;當添加濃度為1.2g·L-1的Ca(OH)2時，相比進水中濃度，混凝過程總硬度去除率為46.32%，SO₄^2-去除率為50.86%。

　　圖3和圖4均說明當不添加Ca(OH)2時，總硬度和SO42-幾乎無去除，隨著Ca(OH)2濃度的增加，兩物質(zhì)的去除率均呈逐漸增大，至Ca(OH)2濃度為1g·L-1時，上升趨勢差不多停止，說明當Ca(OH)2濃度為1g·L-1時為最佳投藥量。

　　2.4 混凝劑投加量試驗結果與分析

　　上節(jié)中已得出Ca(OH)2最佳投藥量為1g·L-1，故為保證單一變量，控制Ca(OH)2濃度為1g·L-1，改變PAC和PAF的用量，試驗分為兩組，一組添加PAC，另一組添加PAF，每組試驗又分為7小組，每小組用燒杯盛水1L，第一組分別添加濃度為15、20、25、30、35、40、45mg·L-1的PAC，另一組分別添加濃度為15、20、25、30、35、40、45mg·L-1的PAF，控制攪拌速度約150r/min，攪拌約2min，開始絮凝時控制攪拌速度為20r/min，控制絮凝時間為10min，隨后靜止20min，取上清液測量水中總硬度以及SO₄^2-含量，各物質(zhì)含量及試驗現(xiàn)象見表4，不同Ca(OH)2濃度為1g·L-1時不同PAC和PAF投加量下總硬度以及SO₄^2-去除率曲線如圖4和圖5。

　　從圖5分析可知：Ca(OH)2濃度為1g·L-1下，當添加PAC為15mg·L-1時，相比進水中濃度，混凝過程總硬度去除率為14.79%，SO₄^2-去除率為11.53%;當添加濃度為20mg·L-1的PAC時，相比進水中濃度，混凝過程總硬度去除率為21.51%，SO₄^2-去除率為22.1%;當添加濃度為25mg·L-1的PAC時，相比進水中濃度，混凝過程總硬度去除率為29.34%，SO₄^2-去除率為33.26%;當添加濃度為30mg·L-1的PAC時，相比進水中濃度，混凝過程總硬度去除率為43.64%，SO₄^2-去除率為44.85%;當添加濃度為35mg·L-1的PAC時，相比進水中濃度，混凝過程總硬度去除率為53.63%，SO₄^2-去除率為58.75%;當添加濃度為40mg·L-1的PAC時，相比進水中濃度，混凝過程總硬度去除率為53.66%，SO₄^2-去除率為58.59%;當添加濃度為45mg·L-1的PAC時，相比進水中濃度，混凝過程總硬度去除率為54.98%，SO₄^2-去除率為59.91%。

　　從圖6分析可知：Ca(OH)2濃度為1g·L-1下，當添加PAF為15mg·L-1時，相比進水中濃度，混凝過程總硬度去除率為11.43%，SO₄^2-去除率為5.12%;當添加濃度為20mg·L-1的PAF時，相比進水中濃度，混凝過程總硬度去除率為14.61%，SO₄^2-去除率為6.52%;當添加濃度為25mg·L-1的PAF時，相比進水中濃度，混凝過程總硬度去除率為24.28%，SO₄^2-去除率為22.93%;當添加濃度為30mg·L-1的PAF時，相比進水中濃度，混凝過程總硬度去除率為39.36%，SO₄^2-去除率為34.73%;當添加濃度為35mg·L-1的PAF時，相比進水中濃度，混凝過程總硬度去除率為49.81%，SO₄^2-去除率為48.32%;當添加濃度為40mg·L-1的PAF時，相比進水中濃度，混凝過程總硬度去除率為50.32%，SO₄^2-去除率為48.68%;當添加濃度為45mg·L-1的PAF時，相比進水中濃度，混凝過程總硬度去除率為51.08%，SO₄^2-去除率為48.08%。

　　圖5和圖6均說明隨著投加的PAC或PAF混凝劑濃度的增加，兩物質(zhì)的去除率均呈逐漸增大，至當PAC和PAF濃度均為35mg·L-1時，上升趨勢差不多停止，說明當混凝劑濃度為35mg·L-1時為最佳投藥量。

　　3、結語

　　本文以山西朔州懷仁礦區(qū)廢水作為研究對象，采用自行設計的混凝工藝，研究了混凝工藝處理該礦區(qū)廢水時需投加的最佳用量，結果表明：

　　(1)相比進水，SS濃度在調(diào)節(jié)池變化，經(jīng)混凝池后SS濃度增大較多，SS的去除主要是在沉淀池和過濾池中，這兩個反應池內(nèi)SS的去除率分別為55.36和96.47%。

　　(2)當添加PAC或者PAF為混凝劑時，煤礦廢水總硬度和SO₄^2-的去除率隨投加的Ca(OH)2濃度的增加而增大，當Ca(OH)2濃度為1g·L-1時為最佳投藥量;

　　(3)隨PAC和PAF濃度的增加，廢水中總硬度和SO42-的去除率逐漸增大，當PAC和PAF投加量均為35mg·L-1時為最佳投藥量。

  (來源：中國煤炭地質(zhì)總局)