Simultaneous and efficient leaching of mercury and antimony from mercury tailings
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摘要: 汞尾矿是汞矿采选冶过程产生的一种危险废弃物，长期堆存对生态环境具有较大危害。另一方面，尾矿中含有的汞、锑也是有价金属。在汞尾矿无害化处理过程中，实现高价值汞、锑的回收，意义重大。开发了硫化钠溶液体系同步柱浸汞尾矿中汞锑新工艺，考察了关键工艺对汞和锑浸出率的影响，获得汞锑同步高效浸出的优化参数，明确了浸出液循环利用和汞锑浓度提升方案。结果表明，经过浸出液循环和二次浸出，汞尾矿中汞和锑浸出率分别可达到96.7%和69.2%，浸出液中汞和锑的浓度可达到22.8 g/L和10.0 g/L。Abstract: Abstract:Mercury tailing is a kind of hazardous waste produced during metallurgy of mercury mines. Long-term preservation of mercury tailings does great harm to ecological environment. On the other hand, mercury and antimony in tailings are also valuable metals. It is significant to recover mercury and antimony during harmless treatment of mercury tailing. In this paper, an effective method-leaching mercury and antimony from mercury tailing by using Na2S solution based on column leaching-was proposed. The effects of key process parameters on leaching ratios are studied. And the optimization conditions for the simultaneous separation of mercury and antimony are obtained. The strategies for the recycling of leaching solution and the increase of mercury and antimony concentrations are suggested. The results show that the leaching ratios of mercury and antimony are up to 96.7% and 69.2% after two-time leaching. The concentrations of mercury and antimony are 22.8 g/L and 10.0 g/L, respectively.
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Keywords:
- mercury tailing /
- leaching /
- mercury antimony /
- leaching ratio
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我国约有15 000家电镀生产企业，印刷电路板(PCB)的产量约占世界总量的50%，并且仍以年均10%左右的速度递增，每年排放约40亿m3电镀废水，产生约1 000万t电镀污泥，主要分布在广东、浙江、江苏、福建等地区，仅此四省占据了全国产量的一半以上[1-4]。
我国属资源匮乏国家，现有的有色金属资源保障程度低，如2003年我国铜自给率为31%，至2005年就降至20.6%。近年来，金属材料需求量及产量以年均20%以上的速度增长，这使得资源进口依赖性大幅提升，我国镍、锌金属对外依存度分别达到78%和32%。资源循环是弥补我国紧缺有色金属资源的有效途径和必然选择[5-9]。电镀污泥中所富含的铜、镍、锌等战略金属资源，可作为我国紧缺资源的重要补充。而目前由于国内电镀行业存在厂点多、规模小、装备水平低及污染治理水平低等问题，电镀污泥作为废弃物多只是简单填埋或随意堆放，这对环境造成了严重污染[10-12]。因此，以电镀污泥这一电子行业废弃物为对象，开展安全高效高值利用成套关键技术研究，建立无害化和资源化处置的示范工厂，既遵循了循环经济的可持续发展模式，从根本上改善我国有色金属资源短缺状况，同时还对于节能减排具有重要意义。
我国在电镀污泥资源化方面研究起步较晚，自1995年以来，国内陆续建成几条电镀污泥处理线，但多采用全湿法冶金方法，如“酸浸→碳酸钙中和沉淀→浸出液萃取铜→碳酸钠沉淀粗制碳酸镍”工艺，虽然铜、镍的回收率可达90%，但工艺流程复杂，牵涉到多次的浸渍、过滤、逆洗及置换等步骤，而且电镀污泥成分波动大，影响工艺适应性，在有价金属资源化过程中也易产生废水、废渣的二次污染[13-14]。再如江西理工大学与北京矿冶研究总院就曾在国家高技术研究发展计划（863计划）的支持下开展含铬电镀污泥“自热硫酸浸出－选择性磷酸沉淀”分离提取铬及铜、镍、锌的全套湿法工艺路线研究，形成了相关专利技术，但湿法冶金工艺表现出流程长、成本高且对原料适应差等缺点[15-16]。相对而言，火法工艺过程单元操作简单、全流程简化、对原料适应性强、在有效规避烟气（尘）危害的前提下，更容易实现电镀污泥有价金属高效提取和有害成分无害化稳定化的目的[17]。
采取“碳热还原焙烧-低碳火法精炼”的火法工艺来处理电镀污泥，重点研究电镀污泥在碳热还原过程中易挥发元素(锌、锡、铅)的行为规律，通过考察碳热还原过程中各实验条件对锌、锡、铅挥发率的影响，并深入讨论了碳热还原动力学。
1 实验
1.1 实验原料
本研究中使用的电镀污泥来自中国江西省抚州市的二次资源回收利用的工厂。在80 ℃下干燥8 h后，将含铜污泥压碎并筛分至74 μm以下，随后储存在塑料密封的试剂瓶中。通过ICP-MS对含铜污泥的化学组成进行了检测，结果如表 1所列。
表 1 含铜污泥的化学组成Table 1. Chemical components of copper-containing sludge
ICP结果表明，样品含有24.94% Cu，9.06% Fe，6.29% Zn，1.18% Ni，2.33% Al，5.75% Ca，1.88% Pb，3.76% Sn，1.81% Mg，41.63% O和其他元素。
含铜污泥的XRD图谱如图 1所示，含铜污泥的特征峰与氧化铜（JCPDS 01-089-5895）和氧化铁（JCPDS 97-002-7899）匹配良好。此外，还有少量氧化锡（JCPDS 01-088-0287），氧化铝（JCPDS 00-043-1484），氧化钙（JCPDS 00-037-1497）和氧化锌（JCPDS 01-089-0510）。
1.2 实验步骤及设备
首先，将一定量的电镀污泥和炭黑球磨并充分混匀后置入高温管式炉（见图 2）内，然后开始升温计时，升至一定温度保温并冷凝回收挥发的烟气，碳热还原反应结束后分别得到还原渣和烟尘，分析还原渣中残留还原挥发元素的含量，在反应式（1）的基础上，计算Zn、Pb、Sn的挥发率。
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图 2 碳热还原实验步骤与设备Figure 2. Carbothermal reduction experimental procedures and equipment
(1) 式中：α为元素的挥发率，%；x1为还原后电镀污泥中元素的含量，%；m0为电镀污泥中初始重量，g；x0为电镀污泥中初始元素的含量，%；m1为电镀污泥还原后的重量，g。
2 结果与讨论
2.1 碳化还原实验
通过对含铜污泥化学成分分析可知，锌铅锡主要以氧化物形式存在，采用通用热力学软件对3种元素碳热还原过程进行热力学分析，在还原挥发过程中主要发生以下反应：
(2) 
(3) 
(4) 
(5) 
(6) 
(7) 
(8) 2.1.1 还原温度对Pb、Zn及Sn挥发率的影响
在1 373~1 523 K温度范围内，Zn、Sn及Pb的挥发率随碳热还原时间的变化如图 3所示。
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图 3 不同温度下Pb、Zn及Sn的挥发率与碳热还原时间的关系Figure 3. Relation between the volatilization rate of Zn、Sn、Pb and the carbothermal reduction time at different temperatures由图 3可见，在1 373~1 523 K范围内，随碳热还原温度升高，Zn、Sn及Pb的还原挥发速率不断增大，各温度下Zn、Sn及Pb的挥发率随碳热还原时间延长而增大的规律基本一致。当碳热还原温度提高至1 523 K时，在该温度下碳热还原60 min，Zn的挥发率可达到96.98%，Sn的挥发率可达到96.24%，Pb的挥发率可达到95.37%，相较于其他温度，1 523 K条件下，Zn、Sn及Pb的挥发速率明显增大，这说明高温有利于Zn、Sn及Pb的碳热还原挥发。
2.1.2 还原渣与挥发产物的SEM-EDS分析
为了进一步明确碳热还原过程中还原渣和挥发产物的物相组成和成分变化，故对还原渣与挥发产物喷碳后通过扫描电镜/能谱分析在高真空下进行SEM-EDS分析，结果如图 4和图 5所示。
从图 4可以看出，还原渣呈块状，其中主要元素为Cu、Ca、Fe，含有少量的Al、Si等元素。从图 5可以看出，挥发产物颗粒的形貌是絮状物相，其主要的元素为Zn、Sn及Pb。扫描SEM-EDS分析结果表明，在碳热还原过程中，Zn、Sn及Pb基本上被还原挥发出来，还原渣可以作为铜火法精炼的原料。
2.2 碳热还原动力学
由前面分析可知，电镀污泥的碳热还原主要是化学反应式（2）~式（8）及产物Zn、SnO、PbO蒸汽和CO气体扩散等影响Zn、Sn及Pb还原挥发率，即主要是界面化学反应和扩散控制还原速度。
若电镀污泥碳热还原为气相扩散控制，且扩散符合菲克（Fick）定律，则还原速度可分别用杨德尔（Jander）方程和金斯特林格（Ginstling）方程[18]表示为：
(9) 根据式（9）与图 3的数据拟合，得到1-2α/3-（1-α）2/3与时间t的关系曲线如图 6所示。在1 373~1 523 K温度范围内，1-2α/3-（1-α）2/3与t的拟合动力学直线未能呈现良好的线性关系。
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图 6 不同温度下1-2α/3-（1-α）2/3与时间t的关系Figure 6. Relation of 1-2α/3-(1-α)2/3 and time at various temperatures若电镀污泥碳热还原为界面化学反应控制，则还原速度可由Mckwan方程[18]表达，即：
(10) 根据式（10）与图 3的数据拟合，得到1-（1-α）1/3与时间t的关系曲线如图 7所示。拟合直线结果表明，在1 373~1 523 K温度范围内，1-（1-α）1/3与t的拟合动力学直线呈现良好的线性关系，因此可以认为Mckwan反应方程能较好地描述电镀污泥碳热还原反应体系。
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图 7 不同温度下1-（1-α）1/3与时间t的关系Figure 7. Relation of 1-(1-α)1/3 and time at various temperatures进一步由图 7所示的Zn、Sn及Pb还原挥发表观速率常数（k）来求得对应不同还原温度时的自然对数lnk，以lnk对1/T作图，结果如图 8所示。
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图 8 电镀污泥碳热还原过程中Zn、Sn及Pb还原挥发的阿仑尼乌斯拟合直线Figure 8. Arrhenius fitting straight line of Zn、Sn、Pb volatilization during the carbothermal reduction process of electroplating sludge如图 8所示，lnk与1/T之间呈良好的线性关系，所得直线斜率分别为-17 981.29，-16 635.76和-15 907.76。根据阿仑尼乌斯（Arrhenius）公式[19-20]，求解碳热还原反应活化能：
EZn=-（-17981.29）R=17981.29×8.314=149496.49（J/mol），即149.50 kJ/mol。
ESn=-（-16635.76）R=16635.76×8.314=138309.71（J/mol），即138.01 kJ/mol。
EPb=-（-15907.76）R=15907.7, 6×8.314=132257.09（J/mol），即132.26 kJ/mol。
计算所得表观活化能处于40~300 kJ/mol范围内，可见电镀污泥碳热还原过程的确受界面化学反应控制。
3 结论
1）通过电镀污泥碳热还原实验可知，在1 373~ 1 523 K范围内，随碳热还原温度升高，Zn、Sn及Pb的还原挥发速率不断增大，各温度下Zn、Sn及Pb的挥发率随碳热还原时间延长而增大的规律基本一致。当碳热还原温度提高至1 523 K时，在该温度下碳热还原60 min，Zn的挥发率可达到96.98%，Sn的挥发率可达到96.24%，Pb的挥发率可达到95.37%，且高温有利于Zn、Sn及Pb的碳热还原挥发。进一步由SEM-EDS分析可知，还原渣呈块状，其中主要元素为Cu、Ca、Fe，挥发产物颗粒的形貌是絮状物相，其主要的元素为Zn、Sn及Pb，碳热还原效果显著。
2）考察了电镀污泥碳热还原动力学实验。结果表明，Mckwan反应方程能较好地描述电镀污泥碳热还原反应体系，Zn、Sn及Pb还原挥发活化能分别为149.50、138.01、132.26 kJ/mol，电镀污泥碳热还原过程的确受界面化学反应控制。
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图 1 液固比（V:m）对汞锑一次浸出率和浓度的影响
Fig 1. The effect of liquid/solid ratio on the leaching ratios and concentrations of Hg and Sb
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图 2 液固比1.5:1一次浸出和1:1二次浸出后的浸出率
Fig 2. The leaching ratio after two leaching with the liquid/solid ratio of 1.5:1 and 1:1
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图 3 碱浓度对汞锑一次浸出率的影响
注:60g/l Na2S，液固比1.5:1，温度20℃
Fig 3. The leaching ratio of Hg and Sb at different NaOH concentration
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图 4 液固比为1.5:1时温度对一次浸出率的影响
Fig 4. The leaching ratio of Hg and Sb at different temperature Liquid/solid ratio 1.5:1
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图 5 50 ℃时两次浸出和水洗后浸出率
Fig 5. The leaching ratio of Hg and Sb after two leaching and water washing temperature 50 ℃
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图 6 温度为20 ℃时浸出液流速对一次浸出率的影响
Fig 6. The effect of liquid flow rate on leaching ratio temperature 20 ℃
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图 7 温度为20 ℃流速为8 mL/min时两次浸出和水洗后浸出率
Fig 7. The leaching ratio of Hg and Sb after two leaching and water washing temperature 20 ℃, flow rate 8 mL/min
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图 8 浸出液中Na2S浓度对一次浸出率的影响
Fig 8. The effect of Na2S concentration on once leaching ratio of Hg and Sb
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图 9 20 g/L Na2S时的二次浸出率
Fig 9. The twice leaching ratio with the Na2S concentration of 20 g/L
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