靖青秀， 彭建， 張呈熙， 黃曉東， 游威

（江西理工大學(xué)材料冶金化學(xué)學(xué)部，江西 贛州 341000）

0 引 言

銅金屬在當(dāng)今電力電子、智能裝備以及其他先進(jìn)技術(shù)領(lǐng)域中的重要性日益凸顯[1-2]。 隨著這些行業(yè)領(lǐng)域的迅猛發(fā)展， 人們對(duì)銅產(chǎn)品的需求量也急劇增長， 同時(shí)銅礦產(chǎn)資源區(qū)對(duì)銅礦的開采量亦與日俱增[3-4]。 銅礦區(qū)在開采過程中，因開采范圍大，開采量逐年增多，形成的尾礦堆存量不斷增大，這些堆存的尾礦在長時(shí)間的雨水沖刷、地表徑流、大氣降塵溶解等作用下，其內(nèi)重金屬成分（主要含Cu2+）會(huì)被溶解滲濾而進(jìn)入到周邊地表與地下水系中， 造成周邊及地下水系的嚴(yán)重污染[5]。 同時(shí)，礦區(qū)及周邊居民生活過程中所產(chǎn)生的生活污水、洗廁水，農(nóng)民種植施肥未被充分吸收的含氮磷污水， 也會(huì)遷移滲濾進(jìn)入礦區(qū)及周邊地表與地下水系中[6-7]。 這2 種污廢水在滲濾擴(kuò)散過程中混合就形成了銅礦區(qū)的復(fù)雜污廢水，這種具有銅礦區(qū)特征的污水水體中污染物主要含低濃度的Cu2+，NH4+-N。由于銅礦區(qū)的這種污廢水污染隱蔽、處理難度大，因此極易被忽視，但隨著礦區(qū)開采量的逐年增大， 此類污廢水所造成的環(huán)境污染問題日趨嚴(yán)重， 因此亟需針對(duì)此類污廢水開展污染綜合治理研究。

目前國內(nèi)外針對(duì)銅礦區(qū)的這種復(fù)雜污廢水的處理極少見相關(guān)研究報(bào)道。僅針對(duì)銅礦區(qū)污水中低濃度Cu2+的處理，也少見報(bào)道，這主要是因?yàn)樵擃愇鬯蠧u2+的濃度較低， 極易被忽視。 而針對(duì)含較高濃度Cu2+廢水的處理目前已有不少相關(guān)研究報(bào)道[8-13]。 在處理含低濃度Cu2+污廢水時(shí)，吸附法相比其他方法具有操作簡單、成本低、能耗小，且不易造成二次污染等優(yōu)點(diǎn)，已被廣泛采用。 國內(nèi)外僅針對(duì)含NHNH4+-N 污廢水的處理，目前已有一些研究報(bào)道，楊躍紅等針對(duì)某鉛鋅冶煉廠的NH4+-N 廢水采用了高分散+折點(diǎn)氯化法處理[14]。楊凌炎利用鋸末顆粒吸附處理低濃度的NH4+-N 廢水，結(jié)果發(fā)現(xiàn)：在添加量為1 g，吸附溫度為30 ℃，吸附率在 90 min 時(shí)，吸附量最高[15]。 呂晨培等研究了合成沸石對(duì)水溶液中NH4+-N 的吸附效果，結(jié)果發(fā)現(xiàn)該合成沸石材料對(duì)水溶液中NH4+-N 有較好的吸附能力[16]。 在含氨氮廢水的處理方法中，生物法利用微生物的氧化、 降解等作用來處理廢水中NH4+-N，具有操作簡單、占地面積小、出水水質(zhì)好等特點(diǎn)，應(yīng)用前景良好。

本文針對(duì)銅礦區(qū)污水含低濃度Cu2+，NH4+-N 的特征，擬采用吸附法+曝氣生物濾池（BAF，Biological Aerated Filter） 聯(lián)合工藝來對(duì)此類污廢水進(jìn)行處理。將以銅產(chǎn)業(yè)鏈采選環(huán)節(jié)后續(xù)工序銅冶煉過程所產(chǎn)生的廢渣—銅冶煉渣為原料，來制備多孔陶粒作為吸附劑與BAF 填料， 利用銅渣基陶粒吸附劑吸附去除礦區(qū)污水中的Cu2+， 再利用銅渣基陶粒作填料的BAF工藝進(jìn)一步處理污水吸附脫銅后液中的NH4+-N，使污水得以深度綜合治理。論文研究結(jié)果可為銅礦區(qū)復(fù)雜污廢水的處理提供一種深度治理新工藝，也可為銅冶煉廢渣的資源化利用提供新思路，并可達(dá)“以廢治廢”的多重效果。

1 試驗(yàn)部分

1.1 試驗(yàn)材料

銅渣：試驗(yàn)銅冶煉廢渣取自江西某銅冶煉廠渣選車間。

銅渣基陶粒： 按質(zhì)量比為 10∶1∶1 分別稱取銅渣干粉、NaHCO3助熔劑、草秸稈造孔劑，混合均勻后加水造粒，于105 ℃下烘干2 h，轉(zhuǎn)至電阻爐中于1 050 ℃下燒結(jié)30 min，后隨爐冷卻，制得陶粒樣品（所制得陶粒形貌及性能見課題組前期研究結(jié)果[17]）。

試驗(yàn)?zāi)M廢水：根據(jù)不同試驗(yàn)要求準(zhǔn)確稱取所需量的無水CuCl2，NH4Cl 和去離子水配制含NH4+-N，Cu2+的模擬廢水。

1.2 試驗(yàn)裝置

自制BAF 試驗(yàn)裝置主要由模擬廢水儲(chǔ)備箱、蠕動(dòng)泵、BAF 反應(yīng)器以及出水箱構(gòu)成。BAF 反應(yīng)器為圓柱形，其直徑和高度分別為74 mm 與750 mm，曝氣所用的曝氣管與反沖洗所用反沖洗管設(shè)置在有機(jī)玻璃柱體底部，反應(yīng)器內(nèi)承托層填充物為鵝卵石與粗砂顆粒，其主要作用是有效防止微生物膜堵塞反沖洗管與曝氣管。 核心填料層為所制備的銅渣基多孔陶粒，用以負(fù)載微生物。 試驗(yàn)裝置如圖1。

圖1 BAF 試驗(yàn)裝置示意Fig. 1 BAF test device

1.3 試驗(yàn)方法

1）陶粒改性試驗(yàn)：配制 1 mol/L 的 NaOH 溶液，將所制得的銅渣基陶粒置于其中浸泡15 h，后用蒸餾水沖洗至溶液呈中性，再于105 ℃烘箱中烘干，取出備用。

2）改性陶粒吸附污水中 Cu2+，NH4+-N 試驗(yàn)：分別控制不同吸附溫度、初始濃度、吸附時(shí)間以及溶液初始pH值來考查該改性陶粒對(duì)Cu2+或NH4+-N 的吸附效果。

3）BAF 去除污水中 NH4+-N 試驗(yàn)：進(jìn)水含一定濃度的NH4+-N，在室溫下，分別通過調(diào)節(jié)不同水力停留時(shí)間HRT、進(jìn)水碳氮比m（C/N）（碳氮質(zhì)量比，下同）、進(jìn)水pH 值來運(yùn)行BAF， 通過檢測(cè)出水NH4+-N 濃度來考查工藝參數(shù)變化對(duì)BAF 對(duì)吸附脫銅后液脫氮性能的影響。

1.4 樣品測(cè)定與表征

含氮化合物以及Cu2+的檢測(cè)： 采用UV-2802 型紫外可見分光光度計(jì)測(cè)定溶液中含氮化合物濃度，用原子吸收儀測(cè)定溶液中Cu2+濃度。

2 結(jié)果與討論

2.1 改性銅渣基陶粒對(duì)模擬污水中Cu2+，NH4+-N 的吸附

由于銅礦區(qū)污廢水中同時(shí)含有NH4+-N 和重金屬離子Cu2+，如果Cu2+濃度過高，會(huì)對(duì)BAF 生物脫氮過程產(chǎn)生抑制作用。 據(jù)文獻(xiàn)可知當(dāng)污水中C（Cu2+）≤5 mg/L 時(shí)，其對(duì)生物脫氮的影響不大，但當(dāng)Cu2+濃度增至100 mg/L 時(shí)， 將導(dǎo)致生物脫氮比率急劇下降至13.67%[18]。低濃度的Cu2+有助于提高生物硝化菌的硝化反應(yīng)速率，但過高濃度的Cu2+則會(huì)強(qiáng)烈抑制硝化菌的硝化作用[18]。故本研究先采用堿改性銅渣基陶粒吸附去除污水中的Cu2+， 再采用BAF 工藝去除污水吸附脫銅后液中的NH4+-N， 以達(dá)對(duì)銅礦區(qū)復(fù)雜污廢水深度綜合處理的效果。

在改性陶粒吸附試驗(yàn)中，考查了吸附工藝參數(shù)變化對(duì)Cu2+吸附去除效果的影響， 改性陶粒對(duì)污水中NH4+-N 的吸附性能， 以及改性陶粒對(duì)Cu2+，NH4+-N的同步去除效果。

2.1.1 吸附參數(shù)變化對(duì)改性陶粒脫銅性能的影響

1） 吸附溫度對(duì)改性陶粒吸附Cu2+性能的影響。在Cu2+初始濃度為50 mg/L、吸附劑投加量為20 g/L、溶液pH 值為自然狀態(tài)（約為5.00）、吸附時(shí)間為120 min的條件下，考查了溫度的變化對(duì)改性銅渣基陶粒吸附Cu2+性能的影響，結(jié)果如圖2 所示。

圖2 吸附溫度對(duì)改性陶粒吸附效果的影響Fig. 2 Influence of temperature on adsorption capacity of Cu2+by the modified ceramsite

由圖2 可見，隨著吸附溫度的升高，改性陶粒對(duì)廢水中Cu2+的吸附量呈增大后減小的變化趨勢(shì)。這是由于隨著吸附初始溫度的升高， 吸附劑的動(dòng)能增大，其表面活化分子的數(shù)量增多，吸附劑與Cu2+相互接觸交換的幾率增大，使得吸附劑對(duì)Cu2+的吸附量逐漸增大；但隨溫度的繼續(xù)升高，吸附劑上吸附Cu2+的解吸趨勢(shì)亦增大，當(dāng)溫度達(dá)40 ℃左右時(shí)，吸附劑對(duì)Cu2+的吸附與解吸幾近動(dòng)態(tài)平衡， 此時(shí)吸附量基本達(dá)最大；進(jìn)一步升高溫度后，Cu2+的解吸作用將進(jìn)一步增強(qiáng)，吸附劑對(duì)廢水中Cu2+的吸附量逐漸減小。因考慮到實(shí)際應(yīng)用因素，選擇較優(yōu)吸附溫度為35 ℃。

2）溶液Cu2+初始濃度對(duì)改性陶粒脫銅性能的影響。在吸附劑投加量為20 g/L、 溶液初始pH 約為5.00、吸附溫度35℃、吸附時(shí)間120 min 的條件下，考查了污水中Cu2+初始濃度的變化對(duì)改性陶粒脫銅性能的影響，結(jié)果如圖3 所示。

圖3 Cu2+初始濃度對(duì)改性陶粒吸附效果的影響Fig. 3 Influence of initial concentration of Cu2+on adsorption capacity of Cu2+by the modified ceramsite

由圖3 中可知，隨著Cu2+初始濃度的增大，改性陶粒對(duì)Cu2+的吸附容量呈先增大后趨于穩(wěn)定的變化趨勢(shì)。 這是由于當(dāng)溶液中Cu2+初始濃度較低時(shí)，改性陶粒可為Cu2+提供充足的吸附位點(diǎn)， 吸附容量會(huì)隨Cu2+初始濃度的增大而增大； 當(dāng)Cu2+濃度增大至50 mg/L 左右時(shí)， 吸附劑表面的吸附位點(diǎn)被大量的Cu2+所占據(jù)，吸附劑對(duì)Cu2+的吸附達(dá)飽和；溶液中Cu2+初始濃度繼續(xù)增大時(shí)，吸附劑表面的吸附位點(diǎn)不足，吸附容量趨于穩(wěn)定平衡。由此，污水溶液中Cu2+初始濃度為50 mg/L 時(shí)，吸附劑對(duì)Cu2+的吸附去除效果較佳。

3） 溶液初始 pH 值對(duì)改性陶粒脫銅性能的影響。 在溶液Cu2+初始濃度為50 mg/L、吸附劑投加量 20 g/L、吸附溫度 35 ℃、吸附時(shí)間 120 min、振蕩速率為200 r/min 的條件下， 考查了溶液初始pH 值的變化對(duì)改性陶粒脫銅性能的影響，結(jié)果如圖4 所示。

圖4 溶液初始pH 值對(duì)改性陶粒吸附效果的影響Fig. 4 Influence of initial pH value of solution on adsorption capacity of Cu2+by the modified ceramsite

由圖4 可見，隨著溶液初始pH 值的增大，吸附劑的吸附容量逐漸增大。 這是由于當(dāng)溶液pH 較低時(shí)，溶液中H+濃度較高，其會(huì)與Cu2+產(chǎn)生競(jìng)爭吸附，導(dǎo)致吸附劑對(duì)Cu2+的吸附容量低；隨著pH 值的不斷增大，溶液H+濃度不斷降低，其對(duì)Cu2+的吸附競(jìng)爭能力降低，吸附劑對(duì)Cu2+的吸附容量將不斷增大；但pH值升高至5.00 以上時(shí)，溶液中Cu2+會(huì)逐漸發(fā)生水解，產(chǎn)生Cu（OH）2藍(lán)色絮狀物，導(dǎo)致假吸附現(xiàn)象發(fā)生。因此，試驗(yàn)確定較優(yōu)溶液初始pH 值約為5.00。

4） 吸附時(shí)間對(duì)改性陶粒脫銅性能的影響。 在溶液Cu2+初始濃度為50 mg/L、吸附劑投加量20 g/L、吸附溫度35 ℃、pH 值為自然狀態(tài) （約為5.00） 的條件下， 考查了吸附時(shí)間變化對(duì)改性陶粒脫銅性能的影響，結(jié)果如圖5 所示。

圖5 吸附時(shí)間對(duì)改性陶粒吸附效果的影響Fig. 5 Influence of adsorption time on adsorption capacity of Cu2+by the modified ceramsite

由圖5 可知，在吸附初期，隨著吸附時(shí)間的延長，吸附劑對(duì)Cu2+的吸附容量不斷增大，但吸附至120 min后， 吸附劑的吸附容量基本保持0.936 mg/g 左右不變。 這是由于在吸附初期，吸附劑表面存在大量的活性吸附位點(diǎn)，Cu2+可被大量吸附， 故隨著吸附時(shí)間的延長，Cu2+與吸附位點(diǎn)碰撞接觸幾率增大， 吸附劑對(duì)Cu2+的吸附容量不斷增大； 當(dāng)吸附至120 min 時(shí)，吸附劑表面活性吸附位點(diǎn)基本被Cu2+所占據(jù)，吸附達(dá)平衡，此時(shí)再繼續(xù)延長吸附時(shí)間，吸附容量已無明顯變化。 因此，試驗(yàn)確定吸附時(shí)間為120 min 較適。

2.1.2 改性陶粒對(duì)模擬污水中Cu2+，NH4+-N 同步去除效果

在溶液中NH4+-N，Cu2+初始濃度分別為100，20 mg/L， 改性陶粒添加量 40 g/L， 吸附溫度為35 ℃的條件下，考查了改性陶粒對(duì)NH4+-N，Cu2+的同步去除效果，試驗(yàn)結(jié)果如圖6 所示。

圖6 改性陶粒對(duì)模擬污水中Cu2+，NH4+-N 同步去除效果Fig. 6 Removal effects of Cu2+and NH4+-N in simulated sewage by the modified ceramsite

由圖6 可見，當(dāng)吸附進(jìn)行至210 min 左右時(shí)，改性陶粒對(duì)Cu2+的吸附達(dá)平衡，此時(shí)溶液中剩余Cu2+的濃度僅為4 mg/L，Cu2+的去除率達(dá)80%，而陶粒對(duì)NH4+-N 的去除效果則不明顯。

據(jù)此，可通過一次或多次（依據(jù)污水中Cu2+濃度而定）改性銅渣基陶粒吸附處理污水中Cu2+后，脫銅后液送后續(xù)的BAF 工藝對(duì)其進(jìn)行脫除NH4+-N 處理。

2.2 BAF 對(duì)模擬污水吸附脫銅后液的脫氮處理

對(duì)于模擬污水吸附脫銅后液進(jìn)行BAF 工藝去除NH4+-N 處理，本部分試驗(yàn)考查了BAF 工藝參數(shù)變化對(duì)NH4+-N 脫除效果的影響。（銅渣基陶粒濾料的BAF 掛膜試驗(yàn)及結(jié)果見前期研究結(jié)果[19]，掛膜所用活性污泥取自贛州某污水處理廠的回流污泥。 ）

2.2.1 HRT 對(duì)NH4+-N 去除效果的影響

在進(jìn)水含NH4+-N 濃度為100 mg/L，曝氣速率1.2 L/min，m（C/N）為 2∶1，氣水體積比為 3∶1，溫度為室溫（30±5 ℃）的條件下，考查了 HRT 的變化對(duì)BAF 去除污水脫銅后液中NH4+-N 的影響，試驗(yàn)結(jié)果如圖7 所示。

圖 7 HRT 變化對(duì)NH4+-N 去除率的影響Fig. 7 Influence of HRT on removal of NH4+-N

由圖7 可知，隨著HRT 的增大，銅渣基陶粒濾料的BAF 對(duì)溶液中 NH4+-N 的去除率由 62.5%（HRT=2 h 期間的平均值）逐漸增大到94.0%左右（HRT=8 h 期間的平均值）。 這是由于當(dāng)HRT 較小時(shí)，廢水在BAF 中停留時(shí)間短，反應(yīng)器中的微生物不能完全發(fā)揮作用，過短的接觸時(shí)間會(huì)導(dǎo)致NH4+-N 的硝化過程受限[20-21]， 此時(shí)NH4+-N 的去除率僅為62.5%；隨著HRT 增大到8 h， 污水與硝化細(xì)菌的有效接觸時(shí)間延長，NH4+-N的去除更充分，此時(shí)其去除率達(dá)94.0%以上。 但過大的HRT 會(huì)影響到BAF 的日處理量與污水的處理效率，因此，HRT 選擇 6 h 較合適。

2.2.2 進(jìn)水m（C/N）對(duì)NH4+-N 去除效果的影響

在進(jìn)水含 100 mg/L 的 NH4+-N，HRT 為 4 h， 曝氣速率 1.2 L/min，氣水體積比 3∶1，溫度為室溫（25±2）℃的條件下，考查了不同進(jìn)水m（C/N）對(duì)BAF 去除污水中NH4+-N 的影響，結(jié)果如圖8 所示。

圖 8 不同進(jìn)水m（C/N）比對(duì)NH4+-N 去除率的影響Fig. 8 Influence of different influent m（C/N） ratio on removal of NH4+-N

由圖 8 可知，隨進(jìn)水水質(zhì) m（C/N）的增大，BAF對(duì)NH4+-N 的去除率增大。 這是由于BAF 中微生物對(duì)NH4+-N 去除的反硝化過程需要足夠的碳源來提供電子受體[22-23]，當(dāng) m（C/N）較小時(shí)（m（C/N）=1∶1），BAF 濾池中碳源不足，反硝化過程受限，隨著反應(yīng)時(shí)間的推移， 水體中的亞硝態(tài)氮 （NO2--N） 與硝態(tài)氮（NO3--N）不斷積累，硝化與亞硝化細(xì)菌的活性受到抑制， 這就導(dǎo)致了NH4+-N 的去除率降低， 僅約為60%；隨著m（C/N）的增大，溶液中碳源不斷增多，反硝化過程受到的限制不斷降低， 水體中NO2--N 與NO3--N 含量逐漸降低， 硝化與亞硝化細(xì)菌的活性恢復(fù)，故而 NH4+-N 的去除率會(huì)不斷增大，當(dāng) m（C/N）=4∶1時(shí)達(dá)到了約 95%；但當(dāng) m（C/N）高于 4∶1 時(shí)，因 BAF中引入了過多的碳源有機(jī)物，其降解會(huì)過多地消耗溶液中的溶解氧， 會(huì)使得NH4+-N 的硝化作用受到抑制，因此，選擇 m（C/N）=4∶1 較合適。

2.2.3 進(jìn)水pH 值對(duì)NH4+-N 去除效果的影響

在進(jìn)水 NH4+-N 濃度為 100 mg/L， 曝氣速率1.2 L/min，氣水體積比 3∶1，HRT 為 2 h，m（C/N）為4∶1 的條件下，考查了不同進(jìn)水 pH 值對(duì) BAF 去除污水中NH4+-N 的影響，結(jié)果如圖9 所示。

圖9 進(jìn)水pH 值對(duì)NH4+-N 去除的影響Fig. 9 Influence of pH value of influent on removal of NH4+-N

由圖 9 可 見， 隨 進(jìn)水 pH 值 的 增大，BAF 對(duì)NH4+-N 的去除率逐漸增大。當(dāng)進(jìn)水pH=4.40 左右時(shí)，NH4+-N 去除率僅約為 55%， 當(dāng) pH=8.18 時(shí)，NH4+-N去除率平均達(dá)70%以上。 這是由于BAF 反應(yīng)池中硝化菌微生物活性受水體pH 值的影響較大，在酸性條件下硝化細(xì)菌的活性較低[24]，其發(fā)生硝化作用的速率也較低， 因此在較低進(jìn)水pH 值條件下，BAF 反應(yīng)器對(duì)NH4+-N 的去除效果不理想；隨著pH 值得增大，細(xì)菌活性恢復(fù)，NH4+-N 去除率不斷增加；當(dāng)進(jìn)水pH 值增至8.18 時(shí)，菌體活性又受到抑制，不利于硝化作用進(jìn)行，但由于pH 值過大時(shí)，水體中NH4+會(huì)與OH-反應(yīng)產(chǎn)生 NH3·H2O， 且在曝氣作用下 NH3·H2O 會(huì)生成氣態(tài)NH3進(jìn)入空氣， 這導(dǎo)致NH4+-N 去除率比pH＝7.16 時(shí)增長了一些， 但是曝氣吹脫會(huì)產(chǎn)生氣態(tài)NH3進(jìn)入空氣，造成二次污染。 由此，進(jìn)水pH 值選擇在7.00～8.00 為宜。

2.3 優(yōu)化工藝條件下BAF 對(duì)脫銅后液中NH4+-N的處理效能

在優(yōu)化工藝 HRT=6 h，m（C/N）=4∶1，氣水體積比為 3∶1，曝氣速率=1.2 L/min，pH=8.00 的條件下，BAF持續(xù)穩(wěn)定運(yùn)行30 d 左右， 其對(duì)污水脫銅后液中NH4+-N 的處理效能結(jié)果如圖10 所示。

圖10 優(yōu)化工藝條件下BAF 反應(yīng)器對(duì)NH4+-N的去除效果Fig. 10 Removal effect of NH4+-N in BAF reactor under optimized process conditions

由圖10 可見，BAF 完成掛膜后引入模擬污水吸附脫銅后液，在運(yùn)行初期至10 d 期間，BAF 對(duì)污水中NH4+-N 的去除率不斷增大，至 10 d 時(shí)，NH4+-N 的去除率達(dá)96%以上。 這是由于完成掛膜后，BAF 反應(yīng)器中生長有較多的微生物膜，污水中NH4+-N 在微生物的作用下，不斷地被氧化并發(fā)生硝化轉(zhuǎn)化，其去除率也就不斷增大；在運(yùn)行至12 d 左右時(shí)，由于需要排放BAF 反應(yīng)柱內(nèi)的少量懸浮物和老化脫下的生物膜，需要進(jìn)行反沖洗操作，而反沖洗會(huì)導(dǎo)致一些穩(wěn)定附著的生物膜被沖洗掉， 濾池內(nèi)微生物的量會(huì)大量減少，微生物對(duì)NH4+-N 的硝化與反硝化作用也將大大減弱，反應(yīng)器對(duì)NH4+-N 的去除率就會(huì)急劇下降；反沖洗后運(yùn)行至第18 d，BAF 反應(yīng)器內(nèi)又重新恢復(fù)形成穩(wěn)定的微生物膜，微生物對(duì)廢水中NH4+-N 的降解硝化作用不斷增強(qiáng)，NH4+-N 的去除率也就不斷增大；運(yùn)行至28 d 時(shí)，BAF 對(duì)NH4+-N 的去除率達(dá)96%以上，完成又一個(gè)處理周期，此時(shí)出水NH4+-N 濃度已達(dá)到國家排放標(biāo)準(zhǔn)要求。

由此，經(jīng)課題組自制銅渣基陶粒改性后吸附處理銅礦區(qū)污水中的低濃度Cu2+，吸附后液經(jīng)銅渣基陶粒濾料的BAF 脫除其中NH4+-N 后，出水中Cu2+，NH4+-N 濃度均可達(dá)國家排放標(biāo)準(zhǔn)要求。

3 結(jié) 論

1）在模擬污水含Cu2+初始濃度為50 mg/L、改性陶粒添加量20 g/L、溶液初始pH 值5.00 左右、溫度35 ℃、吸附時(shí)間120 min 的條件下，改性銅渣基陶粒對(duì)Cu2+的吸附去除效果較佳，此時(shí)陶粒對(duì)Cu2+的平衡吸附量可達(dá)0.936 mg/g 左右。

2） 在模擬銅礦區(qū)污水中NH4+-N 的初始濃度為100 mg/L，改性陶粒添加量20 g/L，吸附溫度為35 ℃的條件下，改性陶粒對(duì)NH4+-N 的吸附去除率僅為5%左右； 對(duì)含 NH4+-N、 Cu2+初始濃度分別為 100，20 mg/L 的模擬污水，在改性陶粒添加量為40 g/L，吸附溫度為35 ℃的條件下，吸附210 min 后，改性陶粒對(duì)Cu2+的吸附去除率達(dá)80%， 而對(duì)NH4+-N 的去除率低于5%。

3） 采用銅渣基陶粒作為填料的BAF 處理含100 mg/L NH4+-N 的模擬污水吸附脫銅后液時(shí)，較優(yōu)的工藝參數(shù)為 HRT=6 h，m（C/N）為 4∶1，進(jìn)水 pH 為8.00； 在此工藝條件下，BAF 對(duì)污水中 NH4+-N 的去除率達(dá)到96%，出水中Cu2+、NH4+-N 濃度均可達(dá)國家排放標(biāo)準(zhǔn)要求。