隨著電子工業(yè)的高速發(fā)展，印制線路板（PCB）的需求量也越來越大，PCB的生產(chǎn)已成為電子行業(yè)的重要基礎(chǔ)產(chǎn)業(yè)，而PCB工業(yè)的廢水污染也越來越突出。線路板含絡(luò)合銅廢水主要是PCB的金屬孔化工序的廢水，廢水中含有部分游離態(tài)的銅和大部分絡(luò)合態(tài)的銅（如與乙二胺四乙酸二鈉（EDTA）或氨類絡(luò)合劑絡(luò)合的銅），若不經(jīng)妥善處理達(dá)標(biāo)排放，將對生態(tài)環(huán)境和人體健康造成極大的危害。目前對線路板含絡(luò)合銅廢水的處理主要是先考慮破壞絡(luò)合作用，使絡(luò)合態(tài)的銅以游離態(tài)形式存在于水中，然后再通過中和混凝沉淀去除銅。該法成本較高，破絡(luò)不完全，影響出水中銅的濃度，不能穩(wěn)定達(dá)標(biāo)。  

在水處理中強(qiáng)化混凝是一種去除水中污染物的常用方法。而采用硅藻土與傳統(tǒng)混凝劑組成復(fù)配劑處理污水或原水是有效強(qiáng)化混凝技術(shù)應(yīng)用之一。硅藻土具有體輕、多孔、比表面積大、化學(xué)性質(zhì)穩(wěn)定和吸附能力強(qiáng)等特點(diǎn)。  

投加硅藻土一方面可提供絮凝的晶核，另一方面可利用硅藻土較大的比表面積吸附懸浮顆粒，加快同向凝聚與差降沉降，縮短沉淀時間，提高去除率。  

本工作從混凝機(jī)理出發(fā)，將硅藻土與聚合氯化鋁（PAC）和聚合硫酸鐵（PFS）進(jìn)行復(fù)配，采用強(qiáng)化混凝技術(shù)對線路板含絡(luò)合銅廢水進(jìn)行處理，旨在開發(fā)一種線路板含絡(luò)合銅廢水高效混凝處理工藝。  

1實驗部分  

1.1原料、試劑和儀器  

實驗水樣取自廣州市黃埔區(qū)某線路板廠的含絡(luò)合銅廢水，水質(zhì)情況如下：pH為4.1，銅質(zhì)量濃度為182.4mg/L，COD為700~800mg/L。  

硅藻土：分析純；PAC：氧化鋁質(zhì)量分?jǐn)?shù)不小于27.0%；PFS：硫酸亞鐵質(zhì)量分?jǐn)?shù)不小于97.0%；國家標(biāo)準(zhǔn)銅溶液：質(zhì)量濃度1000μg/mL；蒸餾水。  

ZR4-6型混凝實驗攪拌機(jī)：深圳市中潤水工業(yè)技術(shù)發(fā)展有限公司；AA-7000型光學(xué)雙光束原子吸收分光光度計：日本島津公司；PHS-3C型精密pH計：上海雷磁儀器廠。  

1.2強(qiáng)化混凝除銅原理  

PCB含絡(luò)合銅廢水中的銅主要以Cu2+和絡(luò)合銅的形態(tài)存在，其中Cu2+在pH為6.4時可形成氫氧化銅沉淀。而絡(luò)合銅由于絡(luò)合劑的緣故，結(jié)構(gòu)相當(dāng)穩(wěn)定，普通的中和沉淀很難獲得滿意的效果，如EDTA-Cu。因此本實驗在混凝之前先投加硅藻土，利用硅藻土的吸附能力強(qiáng)化PAC、PFS對絡(luò)合銅的混凝效果。硅藻土強(qiáng)化PAC、PFS處理絡(luò)合銅的機(jī)理是二次吸附作用：硅藻土表面及孔內(nèi)分布大量的硅羥基，在水中解離出H+，使硅藻土呈現(xiàn)負(fù)電性，這種特性使其對水溶液中絡(luò)合銅具有很好的吸附能力；另外，PAC、PFS在水中能夠迅速水解，形成氫氧化鐵、氫氧化鋁絮體，在絮體變大之前，其表面的吸附位能夠很好地吸附絡(luò)合銅，同時硅藻土提供了充足的凝結(jié)核，增強(qiáng)了混凝沉淀效果。  

1.3實驗方法  

取500mL含絡(luò)合銅廢水，加入硅藻土，以一定的轉(zhuǎn)速快速攪拌2min，在快速攪拌進(jìn)行到0.5min時投加混凝劑PAC或PFS，再分別以攪拌速率為150r/min和60r/min各攪拌4min，然后靜置一段時間，取上清液測定銅質(zhì)量濃度。  

2結(jié)果與討論  

2.1硅藻土加入量對出水銅質(zhì)量濃度的影響  

線路板含絡(luò)合銅廢水中含有能與重金屬離子形成配位化合物的絡(luò)合劑（如EDTA、氨水、酒石酸鹽、氰化物及檸檬酸鹽等），結(jié)構(gòu)相當(dāng)穩(wěn)定。投加適量硅藻土，可使水中凝聚的凝結(jié)核濃度增加，形成密度更大的絮凝體，增強(qiáng)混凝沉淀效果，有助于提高銅的去除率。當(dāng)混凝劑加入量為50mg/L、初始廢水pH為9.0、快速攪拌速率為280r/min時，硅藻土加入量對出水銅質(zhì)量濃度的影響見圖1。  

由圖1可見：當(dāng)硅藻土的加入量為0時，出水銅質(zhì)量濃度在4mg/L以上，去除效果較差，這主要是因為僅僅依靠PAC或PFS的水解產(chǎn)物（氫氧化鋁和氫氧化鐵）的吸附作用來去除廢水中的銅時，這些水解產(chǎn)物對絡(luò)合態(tài)的銅的吸附能力較低；隨著硅藻土加入量的增加，出水銅質(zhì)量濃度減小，當(dāng)硅藻土的加入量達(dá)到120mg/L時，以PAC作混凝劑時，出水銅質(zhì)量濃度達(dá)到0.7mg/L以下，以PFS作混凝劑時，出水銅質(zhì)量濃度達(dá)到0.5mg/L以下，銅的去除率均達(dá)到99%以上；繼續(xù)增大硅藻土的加入量，出水銅質(zhì)量濃度變化不大，分析其原因是由于硅藻土表面被大量硅羥基所覆蓋且有氫鍵存在，這些硅羥基和氫鍵在水溶液中解離出H+，從而使硅藻土表面表現(xiàn)出負(fù)電性，對廢水中帶正電的Cu2+和絡(luò)合銅有較強(qiáng)的范德華力和靜電引力。采用硅藻土強(qiáng)化混凝處理線路板絡(luò)合銅廢水效果明顯好于單獨(dú)投加混凝劑的處理效果，因此在后續(xù)實驗中硅藻土的最佳加入量選為120mg/L。  

2.2混凝劑加入量對出水銅質(zhì)量濃度的影響  

當(dāng)初始廢水pH為9.0、硅藻土加入量為120mg/L、快速攪拌速率為280r/min時，混凝劑加入量對出水銅質(zhì)量濃度的影響見圖2。由圖2可見：隨著PAC或PFS加入量的增加，出水銅質(zhì)量濃度均呈現(xiàn)先快速減小后緩慢增加的趨勢；當(dāng)混凝劑的加入量大于40mg/L時，出水銅質(zhì)量濃度均低于1mg/L，且PFS要比PAC的除銅效果好；當(dāng)PAC加入量為50mg/L時，出水銅質(zhì)量濃度最��；當(dāng)PFS加入量為60mg/L時，出水銅質(zhì)量濃度最小，絮凝效果最佳。這主要是因為隨著加入量的增加，PAC和PFS水解產(chǎn)生的酸度使溶液pH降低，超出了混凝的最佳pH范圍。因此PAC的加入量宜控制在50mg/L，PFS的加入量宜控制在60mg/L。  

2.3初始廢水pH對出水銅質(zhì)量濃度的影響  

pH不僅影響銅在水中的形態(tài)分布，而且影響復(fù)配劑的吸附效果和強(qiáng)化混凝效果。因為PAC或PFS投入水中后，水解過程中不斷產(chǎn)生H+，提高了水的酸度，以至使pH下降到最佳混凝條件以下。因此溶液中必須要有一定的堿度。當(dāng)PAC和PFS的加入量分別為50mg/L和60mg/L、硅藻土加入量為120mg/L、快速攪拌速率為280r/min時，初始廢水pH對出水銅質(zhì)量濃度的影響見圖3。由圖3可見：隨著初始廢水pH的變化，投加PAC與PFS對出水銅質(zhì)量濃度的影響變化趨勢相似，且投加PFS時的出水銅質(zhì)量濃度小于投加PAC，對銅去除效果更好；當(dāng)初始廢水pH為5.0~8.0時，隨初始廢水pH增大，出水銅質(zhì)量濃度明顯減�。划�(dāng)初始廢水pH為9.0~11.0時，隨初始廢水pH增大，出水銅質(zhì)量濃度增加趨緩；當(dāng)初始廢水pH為8.0~9.0時，出水銅質(zhì)量濃度最小，銅的去除率穩(wěn)定在99.0%以上。這主要是由于pH較低或較高時，不利于PAC和PFS的水解產(chǎn)物氫氧化鋁及氫氧化鐵的生成，影響混凝效果；且當(dāng)pH偏高時，PAC水解易產(chǎn)生偏鋁酸根，影響PAC的混凝效果。實驗選擇初始廢水pH為9.0。  

2.4快速攪拌速率對出水銅質(zhì)量濃度的影響  

混凝劑投入水中后，必須創(chuàng)造適宜的水力條件使混凝作用順利進(jìn)行，特別是在混合階段，要求對水樣進(jìn)行強(qiáng)烈攪拌，使混凝劑迅速、均勻地與水樣進(jìn)行水解和縮聚反應(yīng)，因此一定的快速攪拌是很有必要的。當(dāng)PAC和PFS的加入量分別為50mg/L和60mg/L、初始廢水pH為9.0、硅藻土加入量為120mg/L時，快速攪拌速率對出水銅質(zhì)量濃度的影響見圖4。  

由圖4可見，當(dāng)快速攪拌速率為250r/min時，出水銅質(zhì)量濃度均最小。這是因為攪拌加快了廢水中銅的運(yùn)動速率，有利于銅向硅藻土界面擴(kuò)散，進(jìn)而促進(jìn)了硅藻土對銅的吸附；另外，攪拌使得硅藻土的分散性提高，從而增大了比表面積，間接增強(qiáng)了硅藻土總體上的吸附能力。  

2.5沉淀時間對出水銅質(zhì)量濃度的影響  

當(dāng)PAC和PFS的加入量分別為50mg/L和60mg/L、初始廢水pH為9.0、硅藻土加入量為120mg/L、快速攪拌速率為250r/min時，沉淀時間對出水銅質(zhì)量濃度的影響見圖5。  

由圖5可見，使用不同的混凝復(fù)配劑處理時，出水銅質(zhì)量濃度均呈現(xiàn)先快速下降、后趨于穩(wěn)定的趨勢。這主要是由于：PFS作為絮凝劑時，形成的礬花大、密實、沉淀快，而PAC的混凝效果較差；另一方面攪拌初期復(fù)配劑對銅的去除作用主要在硅藻土的外表面和部分微孔內(nèi)進(jìn)行，在短時間內(nèi)就可以完成；隨著銅去除率的增加，金屬離子產(chǎn)生的斥力增強(qiáng)，游離金屬離子進(jìn)一步深入微孔內(nèi)部的阻力增大，因此去除率變化很小。從現(xiàn)象上看，在沉淀時間為0~40min時，PFS-硅藻土復(fù)配劑處理后的絮體沉淀速率很快，在40min后，上清液中銅質(zhì)量濃度基本趨于穩(wěn)定，出水銅質(zhì)量濃度在0.30mg/L左右；而PAC-硅藻土復(fù)配劑處理后絮體沉淀速率相對較慢，上清液中銅質(zhì)量濃度在70min后基本趨于穩(wěn)定，出水銅質(zhì)量濃度在0.40mg/L左右。  

2.6與Na2S方法的成本對比  

目前去除線路板含絡(luò)合銅廢水中銅的方法仍然以破壞絡(luò)合物結(jié)構(gòu)為主。以Na2S破絡(luò)工藝為例，操作過程中要加入過量Na2S，使破絡(luò)更完全，一般n（Na2S）∶n（銅）為1.5。但這會引入大量的S2-，造成二次污染，且成本較高。采用硅藻土強(qiáng)化混凝處理線路板含絡(luò)合銅廢水，不僅能較好地去除線路板含絡(luò)合銅廢水中的絡(luò)合銅，而且成本相對較低。根據(jù)每處理1L含絡(luò)合銅廢水所需藥品計算各處理方法成本，見表1。由表1可以看出，與傳統(tǒng)Na2S破絡(luò)方法相比，PFS-硅藻土處理出水銅質(zhì)量濃度最低，最低可達(dá)0.30mg/L，處理成本為2.68元/t；而PAC-硅藻土的處理成本最低，每噸廢水僅需2.51元。  

3結(jié)論  

a）采用硅藻土強(qiáng)化混凝處理線路板絡(luò)合銅廢水效果明顯好于單獨(dú)投加混凝劑的處理效果，且PFS-硅藻土復(fù)配劑除銅效果好于PAC-硅藻土復(fù)配劑。具體參見http://www.dowater.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。  

b）強(qiáng)化混凝的除銅效果與初始廢水pH、混凝劑的加入量、快速攪拌速率、沉淀時間有關(guān)。當(dāng)采用PFS-硅藻土復(fù)配劑去除線路板含絡(luò)合銅廢水中銅時，當(dāng)初始銅質(zhì)量濃度為182.4mg/L、硅藻土加入量為120mg/L、PFS加入量為60mg/L，初始廢水pH為8.0~9.0、快速攪拌速率為250r/min時，沉淀40min后出水銅質(zhì)量濃度在0.30mg/L左右，可穩(wěn)定達(dá)標(biāo)。  

c）與常用Na2S破絡(luò)工藝相比，硅藻土-PFS復(fù)配劑對絡(luò)合銅的處理效果更好，出水銅質(zhì)量濃度約0.30mg/L，處理成本為2.68元/t。

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