曾濤，鄧志敢，張帆，樊剛，魏昶，李興彬，李旻廷，劉慧楊

(1.昆明理工大學冶金與能源工程學院，云南昆明，650093；2.東莞理工學院生態(tài)環(huán)境工程技術研發(fā)中心，廣東東莞，523808)

鋅窯渣是濕法煉鋅工藝中的鋅浸出渣經(jīng)威爾茲法處理得到的產(chǎn)物[1]，在高溫條件下，鋅浸渣中的銅富集在窯渣中。2018 年我國鋅冶煉行業(yè)年產(chǎn)窯渣約150 萬t，其中含有約5 萬t 銅，若對鋅窯渣處理不當，則會造成我國有價金屬資源大量浪費，同時加重土地和環(huán)境污染。目前，國內(nèi)外學者針對窯渣的回收利用開展了許多研究，但大多側重于窯渣中銅、鐵等有價金屬的回收工藝的研究。ZHANG等[2-3]采用微生物體系浸出窯渣，能回收部分有價金屬資源，但微生物的浸出環(huán)境難以控制。JIANG 等[4]采用硫酸鹽焙燒-水浸組合的方法處理窯渣，對鋅、銅、錳等金屬具有較好的回收效果；WANG 等[5-6]利用鹽酸浸出窯渣中的鐵、銅、鋅等有價金屬。目前，國內(nèi)外研究者對窯渣中銅的浸出動力學研究較少，對有關銅浸出動力學的研究大部分集中于黃銅礦、斑銅礦等礦物[7-8]。王新宇等[9-10]研究了黃銅礦在H2SO4-NaCl體系中的浸出動力學，發(fā)現(xiàn)浸出反應符合界面化學反應模型，其表觀活化能為21.32 kJ/mol，并發(fā)現(xiàn)Mg2+的存在抑制了黃銅礦的浸出。AYDOGAN 等[11]研究了H2SO4和KMnO4對黃銅礦浸出的影響，發(fā)現(xiàn)在H2SO4-KMnO4體系下黃銅礦的浸出反應符合穿過多孔產(chǎn)物層的動力學模型，計算得到反應活化能為24 kJ/mol。徐佳鍵等[12]研究了斑銅礦在酸性溶液中的浸出動力學，發(fā)現(xiàn)反應符合固體膜層的界面?zhèn)髻|(zhì)和擴散的混合控制模型，其表觀活化能為33.97 kJ/mol。ADEBAYO等[13-14]在H2O2-H2SO4體系中研究黃銅礦的浸出作用時發(fā)現(xiàn)浸出數(shù)據(jù)符合界面反應模型，此時，界面反應速率決定了黃銅礦的反應速率。鋅冶煉行業(yè)產(chǎn)出的污酸酸度高，含有大量的砷及其他重金屬離子，目前主要采用石灰沉淀法對其進行處理。該法以石灰為反應試劑，處理成本低，工藝簡單，但也存在渣量大、易造成二次污染等問題[15]。FUJITA 等[16]在常壓通氧條件下使含砷溶液中的砷以臭蔥石(FeAsO4·2H2O)的形式脫除，具有環(huán)保高效、固砷化物穩(wěn)定性好等優(yōu)點，但其需要加入FeSO4·7H2O 作為鐵源。窯渣中富含大量的鐵元素，將窯渣與污酸進行聯(lián)合處置，用污酸溶解窯渣中的復雜鐵銅化合物，在消耗污酸的同時創(chuàng)造一個富含亞鐵離子的溶液環(huán)境，再利用常壓合成臭蔥石的方法進行沉砷處理，實現(xiàn)窯渣的資源化利用和污酸的清潔化處理。本文作者針對污酸浸出鋅窯渣中過程中銅的可控提取，研究銅的浸出行為及動力學，探討液固比、反應溫度、窯渣粒徑、攪拌轉速、氧分壓等因素對銅浸出率的影響規(guī)律，以實現(xiàn)窯渣中銅的高效浸出以及污酸與窯渣的聯(lián)合處理。

1 實驗

1.1 實驗原料

實驗所用的鋅窯渣來自云南某煉鋅廠，其成分如表1 所示。由表1 可知：Fe，Cu，Zn 和 Ag 是窯渣中的主要有價元素，同時，窯渣中還含有大量的硅和焦炭，會對浸出后的液固分離過程造成影響[17]。

表1 鋅窯渣的主要化學成分(質(zhì)量分數(shù))Table 1 Main chemical composition of zinc waelz slag %

對鋅窯渣進行XRD 及SEM 分析，結果如圖1所示。由圖1可知：窯渣成分復雜，物相及嵌布復雜，窯渣中含鐵的主要物相為FeS，F(xiàn)e2O3和Fe3O4等。從圖1可知窯渣中銅的主要物相為銅藍(CuS)、黃銅礦(CuFeS2)及赤銅礦(Cu2O)，在回轉窯揮發(fā)過程中，鋅浸渣中的氧化銅在還原氣氛下與渣中的硫化物相結合生成黃銅礦及銅藍，因此，在浸出過程中需要加入氧化劑以溶解復雜的銅硫物相，促進銅的浸出[18]。對窯渣進行SEM-EDS 掃描，結果如圖2所示。從圖2可見：C，F(xiàn)e，Ca和Si等都存在極強的特征衍射峰，其中碳主要以單質(zhì)塊存在，大量的復雜鐵、銅、硫化合物附著在碳塊上，還有部分物相與SiO2存在相互包裹現(xiàn)象。鋅窯渣中Cu的化學物相組成(質(zhì)量分數(shù))如表2所示。

圖1 鋅窯渣的XRD和SEM圖Fig.1 XRD pattern and SEM image of zinc waelz slag

圖2 鋅窯渣的SEM像及EDS譜Fig.2 SEM image and EDS spectrum of zinc waelz slag

表2 鋅窯渣中Cu的化學物相組成(質(zhì)量分數(shù))Table 2 Cu phase composition in zinc waelz slag %

實驗所用的污酸來自于云南某煉鋅廠，污酸成分如表3 所示。由表3 可知其硫酸質(zhì)量濃度達172.48 g/L，同時As的質(zhì)量濃度較高，因此，可以利用污酸溶解窯渣中大量的復雜鐵銅硫化物，在消耗污酸的同時創(chuàng)造一個含有大量Fe2+和As 的溶液環(huán)境，再利用常壓合成臭蔥石法進行沉砷處理，實現(xiàn)窯渣中有價資源的回收與污酸中砷、酸的高效脫除。同時，污酸中還含有一定質(zhì)量濃度的Cl，黃振謙[19]發(fā)現(xiàn)在高酸條件下，Cl在Cu-Fe-S-Cl-H2O體系中以Cl-形式存在，不會在體系中與金屬離子生成絡合物影響反應進行。何仕超[20]發(fā)現(xiàn)在Cl-質(zhì)量濃度較低時，對窯渣中鐵銅硫化物的溶解浸出影響較小。

表3 污酸的主要化學成分(質(zhì)量濃度)Table 3 Main chemical components of waste acid g/L

1.2 實驗儀器與方法

1)實驗主要儀器：HH-S28s 型恒溫水浴鍋(金壇市大地自動化儀器廠)；2L-GSH 型高壓釜及溫控儀(山東威海化工機械有限公司)；2XZ-2型旋片式真空泵(浙江臺州求精真空泵有限公司)；真空干燥箱(上海一恒科學儀器有限公司)等。

2)實驗方法。

①對于常壓實驗，稱取100 g窯渣，將定量污酸加入三口燒瓶中，固定于恒溫水浴鍋中，連接供氧裝置，設定好實驗參數(shù)，開始實驗。在實驗過程中，定時進行取樣，實驗結束后，使用真空泵對礦漿進行液固分離，并收集濾渣(干燥箱烘干)和濾液待檢。

②對于加壓實驗，將窯渣和污酸加入高壓釜中，連接供氧裝置并檢查氣密性。設定實驗參數(shù)，控制氧氣壓力為實驗溫度下水溶液的蒸汽壓與設定實驗氧壓參數(shù)之和，當溫度達到預定值后開始通氧。在實驗過程中進行取樣，待實驗完畢后，停止供氧并快速降溫，用真空泵進行液固分離，并收集濾液及濾渣待檢。渣樣中的元素委托昆明冶金研究院進行檢測，液樣中的元素采用原子吸收分光光度計進行檢測。采用下式計算浸出過程的浸出率：

式中：η為浸出率，%；M1為窯渣質(zhì)量，g；w1為窯渣中的元素質(zhì)量分數(shù)，%；ρ2為浸出液中離子濃度，g/L；V2為浸出液體積，L；

1.3 實驗原理

由圖1 和表3 可知窯渣中銅的主要物相為CuFeS2，Cu2O及CuS，賴紹師[21]繪制的E-pH圖(其中，E為溶液的氧化還原電位)表明，在Fe-Cu-SH2O 系中，當溶液電位較低時，Cu2+不能穩(wěn)定存在，低價硫也很難被氧化，因此，反應體系的電位需要適當提高，以氧化體系中的低價硫，進而溶解溶液中的銅硫化物，提升Cu 的浸出率。本文以氧氣作為氧化劑，根據(jù)JIN等[22]推出的公式計算溶液的氧化還原電位E：

式中：c(Fe2+)和c(Fe3+)分別為溶液中Fe2+和Fe3+濃度。

污酸浸出窯渣過程中發(fā)生的主要化學反應為：

圖3 298 K時Fe-Cu-S-H2O系的Eh-pH優(yōu)勢區(qū)圖Fig.3 Eh-pH dominant area map of Fe-Cu-S-H2O system at 298 K

2 結果與討論

2.1 不同條件對污酸浸出窯渣中Cu浸出的影響

2.1.1 液固比對窯渣中Cu浸出的影響

取窯渣100 g，反應溫度為70 ℃，窯渣粒徑為75～106 μm，攪拌轉速為300 r/min，在常壓條件下反應3 h。液固比對窯渣中Cu浸出行為的影響如圖4所示。

由圖4 可知：隨著液固比逐漸增大，窯渣中Cu 的浸出率逐漸升高；當液固比由8 mL/g 升至14 mL/g 時，經(jīng)過60 min 浸出，窯渣中Cu 的浸出率由79.86%上升至90.53%。Cu的浸出曲線可以明顯地分為2 個階段：第1 階段即反應前期(＜60 min)，Cu 的浸出率隨反應時間的延長迅速升高；第2階段即浸出后期(浸出時間＞60 min)，由于大部分Cu在反應前期已經(jīng)被浸出，反應時間對Cu的浸出影響較小。隨著液固比增大，污酸在溶液主體中與窯渣反應界面上的濃度差增大，其由溶液主體擴散到窯渣反應界面的速度加快，Cu 的浸出速率增大。

圖4 液固比對Cu浸出率的影響Fig.4 Effect of liquid-solid ratio on Cu leaching rate

2.1.2 反應溫度對窯渣中Cu浸出的影響

取窯渣100 g，粒徑為75～106 μm，液固比為10 mL/g，攪拌轉速為300 r/min，在常壓條件下反應3 h，溫度對窯渣中Cu 浸出行為的影響如圖5所示。

由圖5 可知：隨著溫度升高，Cu 的浸出速率逐漸增大；當溫度由60 ℃提高到90 ℃時，經(jīng)過60 min 浸出，Cu 的浸出率由65.06% 增加到82.92%。溫度是分子熱運動的控制參數(shù)，溫度越高，物質(zhì)分子熱運動越劇烈。在浸出過程中，隨著溫度升高，體系中各物質(zhì)分子熱運動將加劇，活性分子比例增大，單位時間內(nèi)參加化學反應的分子數(shù)量增多，浸出反應速率加快。

2.1.3 窯渣粒度對窯渣中Cu浸出的影響

取窯渣100 g，液固比為10 mL/g，溫度為70 ℃，攪拌轉速為300 r/min，在常壓條件下反應3 h，窯渣粒徑對窯渣中Cu 浸出行為的影響如圖6所示。

由圖6 可知：隨著窯渣粒度減小，窯渣中Cu的浸出率逐漸升高；當窯渣顆粒直徑從120～150 μm減小到 53～75 μm 時，經(jīng)過 60 min 浸出，Cu 的浸出率從60.63%上升至85.33%。浸出過程屬于液固相反應的范疇，在浸出過程中，污酸在固體顆粒反應界面與礦物發(fā)生溶解反應。對于固體顆粒，其反應界面面積隨顆粒直徑減小而增加，反應界面面積越大，單位時間內(nèi)與窯渣發(fā)生反應的污酸越多，浸出反應的速率便越快。

圖6 窯渣粒徑對Cu浸出率的影響Fig.6 Effect of particle size on Cu leaching rate

2.1.4 攪拌轉速對窯渣中Cu浸出的影響

取窯渣100 g，粒徑為75～106 μm，液固比為10 mL/g，溫度為70 ℃，在常壓條件下反應3 h，攪拌轉速對窯渣中Cu浸出行為的影響如圖7所示。

由圖7 可知：隨著攪拌轉速加快，窯渣中Cu的浸出率不斷升高；當轉速達到400 r/min以上時，繼續(xù)加快轉速，Cu 的浸出率變化并不明顯。這是因為隨著轉速加快，體系中離子的外擴散速度不斷加快，窯渣顆粒周圍的外擴散邊界層厚度不斷降低，窯渣的溶解速率不斷升高，Cu 的浸出速率也逐漸升高；當轉速達到400 r/min 以上時，窯渣顆粒周圍的外擴散邊界層達到極小值，顆粒外部的傳質(zhì)阻力達到最小，體系中離子的外擴散過程不再是反應速率的控制環(huán)節(jié)。

2.1.5 氧分壓對窯渣中Cu浸出的影響

取窯渣100 g，粒徑為75～106 μm，液固比為10 mL/g，溫度為70 ℃，反應時間為3 h，氧分壓對窯渣中Cu浸出行為的影響如圖8所示。

由圖8 可知：當氧分壓從0.2 MPa 上升至0.5 MPa 時，經(jīng)過60 min 浸出，Cu 的浸出率由60.25%升至85.71%。在窯渣的加壓浸出過程中，氧氣是主要的氧化劑，在酸性溶液體系下，氧分壓增加有利于氧氣溶解度增加[23]。隨著溶液中氧氣溶解增多，體系中參與反應的氧分子增多，更有利于反應(3)～(7)的進行，進而促進窯渣中Cu 的浸出。

圖7 攪拌轉速對Cu浸出率的影響Fig.7 Effect of stirring speeds on Cu leaching rate

圖8 氧分壓對Cu浸出率的影響Fig.8 Effect of oxygen pressure on Cu leaching rate

2.1.6 綜合實驗

通過前面實驗選定污酸浸出窯渣中銅的綜合條件：液固比為10 mL/g，溫度為90 ℃，窯渣粒徑為 53～75 μm，轉速為 400 r/min，氧分壓為0.5 MPa。在此條件下進行實驗，銅、鐵、鋅的浸出率分別達95.05%，85.69%和82.95%。

浸出液的主要成分如表4所示。由表4可知溶液中Fe2+質(zhì)量濃度達18.60 g/L，As 質(zhì)量濃度達8.76 g/L，浸出液的pH 為0.6?？梢岳盟疅岷铣沙羰[石法進行沉砷處理，使溶液中的砷以臭蔥石的形式脫除。

浸出渣的成分如表5所示。由表5可知：浸出渣中Cu 質(zhì)量分數(shù)下降至0.1%，Ag 質(zhì)量分數(shù)達427.9 g/t，故可作為提銀原料。對浸出渣進行XRD分析，結果如圖9所示，從圖9可知浸出渣中的主要物相為焦炭、SiO2和CaSO4·2H2O。對浸出渣進行SEM-EDS 表征，結果如圖10 所示。由圖10 可知：浸出渣表面較光滑，并未發(fā)現(xiàn)明顯的固體產(chǎn)物層。根據(jù)EDS能譜可以看出：浸出渣中C，Si和Ca 等元素出現(xiàn)較強的衍射峰，對比窯渣的EDS 譜發(fā)現(xiàn)原有的大量Fe，Zn和Cu等元素的衍射峰消失或減弱，這表明污酸體系對窯渣中Fe，Zn和Cu等有價金屬的浸出效果良好。

表4 浸出液的主要化學成分(質(zhì)量濃度)Table 4 Main chemical composition of leaching solution g/L

表5 浸出渣的主要化學成分(質(zhì)量分數(shù))Table 5 Main chemical composition of leaching residue%

圖9 綜合實驗浸出渣的XRD圖Fig.9 XRD pattern of leaching residue under comprehensive conditions

圖10 綜合條件實驗浸出渣的SEM-EDS圖Fig.10 SEM-EDS diagrams of leaching residue under comprehensive conditions

根據(jù)HJ 557—2009“固體廢物浸出毒性浸出方法——水平振蕩法”，委托昆明冶金研究院對浸出渣進行浸出毒性檢測，毒性浸出得到的上清液中主要危害成分質(zhì)量濃度如表6所示。從表6可知浸出渣中的主要危害成分的質(zhì)量濃度均低于GB 5085.3—2007“危險廢物浸出毒性鑒別標準”規(guī)定值。

2.2 浸出動力學分析

2.2.1 反應活化能

在污酸浸出鋅窯渣過程中，氧氣首先很快溶于溶液中，再與固體發(fā)生反應，因此，有氧氣參與的浸出反應實質(zhì)上屬于液-固相反應[24]。液固多相反應中生成物可溶于水，固體顆粒外形尺寸隨反應的進行逐漸減少直至為0，該反應可以用未反應收縮核模型描述[25]。由浸出渣的SEM 圖可以看出浸出渣表面并未有明顯固體產(chǎn)物層生成，因此，可以認為該反應屬于收縮核模型(SCM)。根據(jù)冶金動力學中收縮核模型的相關理論，反應過程由反應物與生成物在液相中的外擴散、反應物與生成物在固相中的內(nèi)擴散和反應物之間的界面化學反應組成，浸出過程總反應速率取決于反應最慢的環(huán)節(jié)。收縮核模型的速率方程如下[26-28]：

式中：X為銅的浸出質(zhì)量分數(shù)，%；t為浸出時間，min；kr，kd和km分別為由化學反應、固體產(chǎn)物層內(nèi)擴散以及由兩者混合控制的表觀速率常數(shù)。

為了確定浸出過程的動力學參數(shù)和控制步驟，根據(jù)圖5，將不同溫度下所得的銅浸出率X對時間t分別按照式(9)，(10)和(11)進行線性擬合，結果表明式(11)的線性相關系數(shù)較高，式(9)和(10)的相關系數(shù)均小于0.92，這表明混合擴散控制可能適合于窯渣中銅的浸出。

將圖5中的實驗結果按ln(1-X)/3-1+(1-X)-1/3對時間t作圖，結果如圖11所示。由圖11可知：ln(1-X)/3-1+(1-X)-1/3對時間t呈良好的線性關系，各溫度下得到的相關系數(shù)R2均大于0.95，這也表明窯渣在污酸中的浸出特性可以由上述動力學方程進行描述。對圖11 進行線性回歸，所得直線的斜率即為反應速率常數(shù)k。對Arrhenius公式[29]

兩邊取自然對數(shù)可得

式中：A為頻率因子；Ea為表觀活化能，kJ/mol；R為氣體平衡常數(shù)，R=8.314 J/(mol·K)；T為熱力學溫度，K。以lnk對1/T作圖得浸出過程中銅的Arrhenius曲線，如圖12所示。由圖12可求出反應的表觀活化能Ea=32.82 kJ/mol。

2.2.2 液固比反應級數(shù)的確定

將圖3中的數(shù)據(jù)按ln(1-X)/3-1+(1-X)-1/3對時間t作圖，結果如圖13所示。由圖13可知不同液固比下窯渣中銅的浸出過程亦可用固體膜層內(nèi)擴散和界面化學反應混合收縮模型來描述，對圖13 中的數(shù)據(jù)進行線性回歸，所得直線的斜率即為反應的速率常數(shù)kL/S。設液固比為e，用lnke對lne作圖，結果如圖14所示。從圖14中直線斜率得到液固比的反應級數(shù)為1.011，這表明提高反應的液固比有利于提高銅的浸出速率。

圖11 不同溫度下ln(1-X)/3-1+(1-X)-1/3與時間的關系Fig.11 Relationship between ln(1-X)/3-1+(1-X)-1/3 and time at different temperatures

表6 毒性浸出后液主要成分(質(zhì)量濃度)Table 6 Main chemical composition of TCLP leaching solution mg/L

圖12 lnk與1/T的關系Fig.12 Relationship between lnk and 1 000/T

圖13 不同液固比e下ln(1-X)/3-1+(1-X)-1/3與時間的關系Fig.13 Relationship between ln(1-X)/3-1+(1-X)-1/3 and time at different liquid-solid ratios

2.2.3 窯渣粒徑反應級數(shù)的確定

將圖6 中的數(shù)據(jù)按 ln(1-X)/3-1+(1-X)-1/3對t作圖，結果如圖15所示。由圖15可知ln(1-X)/3-1+(1-X)-1/3與時間t呈線性關系。取窯渣的平均粒徑d0對圖15中的曲線進行線性回歸，求得直線的斜率即為反應的速率常數(shù)kd，以lnkd對lnd0作圖，結果如圖16所示。由圖16 可知窯渣粒徑對浸出反應的反應級數(shù)為-1.505，這表明粒徑越小，更能促進浸出反應的進行。

圖14 不同液固比e下lne與lnke的關系Fig.14 Relationship between lne and lnke at different liquid-solid ratios

圖15 不同窯渣粒徑下ln(1-X)/3-1+(1-X)-1/3對時間的關系Fig.15 Relationship between ln(1-X)/3-1+(1-X)-1/3 and time at different kiln slag particle sizes

2.2.4 氧分壓反應級數(shù)的確定

將圖8 中的數(shù)據(jù)按 ln(1-X)/3-1+(1-X)-1/3對t作圖，其結果如圖17 所示。由圖17 可知ln(1-X)/3-1+(1-X)-1/3與時間t呈線性關系。對圖17 中的數(shù)據(jù)進行線性回歸，得直線斜率kp，以lnkp對lnp作圖(p為氧分壓，MPa)，結果如圖18所示。從圖18中直線斜率可知氧分壓的反應級數(shù)為0.749，這表明提升體系的氧分壓能有效地提高浸出反應的反應速率。

圖16 不同窯渣粒徑下lnkd與lnd0的關系Fig.16 Relationship between lnkd and lnd0 at different kiln slag particle sizes

圖17 不同氧分壓下ln(1-X)/3-1+(1-X)-1/3與時間的關系Fig.17 Relationship between ln(1-X)/3-1+(1-X)-1/3 and time at different oxygen pressures

圖18 不同氧分壓下lnp與lnkp的關系Fig.18 Relationship between lnp and lnkp at different oxygen pressure ratios

2.3 動力學方程的建立

在本研究中溫度、液固比、窯渣粒度和氧分壓都對浸出反應有較大的影響，因此，新的縮小核模型的變體表觀反應速率常數(shù)可以寫為[30]

式中：K0為阿倫尼烏斯常數(shù)；a，b和c分別為液固比、窯渣粒徑、氧分壓的反應級數(shù)。式(13)可以表示為如下形式：

由圖11 可得反應的表觀活化能為32.82 kJ/mol，由截距求得阿倫尼烏斯常數(shù)K0=130.2，反應級數(shù)a，b和c分別由圖13、圖15和圖17 求得，為1.011，-1.505 和0.749，代入式(15)可得反應的動力學方程為

3 結論

1) 在液固比為10 mL/g，溫度為90 ℃，窯渣粒徑為53～75 μm，攪拌轉速為400 r/min，氧分壓為0.5 MPa，反應時間為3 h 條件下進行污酸浸出窯渣中銅的實驗，銅的浸出率達到95.05%，浸出渣中的銅質(zhì)量分數(shù)由1.47%下降至0.10%，鐵和鋅的浸出率分別達85.69%和82.95%。窯渣中的銅、鐵、鋅均能被污酸高效浸出。

2)窯渣中的CuFeS2和CuS 等銅物相都被污酸溶解，浸出渣中的主要物相為CaSO4·2H2O，SiO2和焦炭，銀質(zhì)量分數(shù)達427.9 g/t，可作為提銀原料。浸出液中的As 富集，質(zhì)量濃度達8.76 g/L，F(xiàn)e2+質(zhì)量濃度達18.6 g/L，后續(xù)可利用常壓合成臭蔥石法進行處理。

3)污酸浸出窯渣過程中銅的浸出符合固體產(chǎn)物層內(nèi)擴散和界面化學反應混合控制模型，動力學方程ln(1-X)/3-1+(1-X)-1/3=130.2ce1.011·d0-1.505·p0.749·exp[-32 820/(RT)]·t，表觀活化能為-32.82 kJ/mol。氧分壓、液固比和粒徑對窯渣中銅的浸出有較大影響，提升體系的氧分壓、擴大液固比及減小窯渣粒徑能有效提高銅的浸出速率。