铁改性赤泥吸附剂的制备及其除砷性能研究

以氧化铝生产废渣--赤泥为原料,采用铁盐改性处理制备了新型羟基铁包覆型赤泥除砷吸附剂.研究考察了吸附剂吸附砷效能、投加量、吸附时间和pH值对吸附除砷效果的影响;采用扫描电镜(SEM)、红外光谱(IR)、比表面积(BET)等仪器对吸附剂进行了表征,并探讨了吸附机制.结果表明,铁盐改性赤泥吸附剂对As(V)具有显著吸附效能,在pH为7,初始砷浓度为1 mg·L-1,铁盐改性赤泥吸附剂饱和吸附容量为50.6mg·g-1时,除砷率高达99.9%,吸附后出水砷含量可达到0.01 mg·L-1以下,吸附规律符合Langmuir等温方程式;溶液pH值显著影响砷去除效果,吸附机制主要为羟基铁的表面吸附机制;吸附后的吸附剂可通过NaOH溶液再生,脱附率达到92.1%.     

复合铁铝氢氧化物的制备及其对水中砷(V)的去除

以Fe(Ⅲ)和Al(Ⅲ)对砷有较强的亲和性为理论基础,用沉淀法制备了9种同时含有Fe(Ⅲ)和Al(Ⅲ)的砷吸附剂--复合铁铝氢氧化物.X射线衍射和扫描电镜测定结果表明,有5种复合铁铝氢氧化物具有微晶-无定形态的结构特征.比表面测定结果表明,复合铁铝氢氧化物的孔体积和孔径明显低于相同实验条件下制得的氢氧化铁,说明铝的掺杂能明显改变氢氧化铁中规则的晶体结构和表面性质.用复合铁铝氢氧化物进行了水中砷的吸附研究,结果表明,该复合材料具有优良的除砷效能,吸附容量大;当pH为5.0～9.0、溶液中初始砷浓度为2 mg·L-1时,不同组成的铁铝复合氢氧化物都能使溶液中的砷含量降到世界卫生组织标准0.01 mg·L-1以下,其中以Fe(Ⅲ)/Al(Ⅲ)摩尔比为7:3的复合物吸附除砷能力最强.pH为5.0～9.0时各复合物对砷的吸附模式均符合Freundlich和Langmuir等温吸附方程.     

赤铁矿对砷的吸附解吸及氧化特征

采用等温吸附热力学的方法,研究了赤铁矿(α-Fe2O3)对三价砷离子的吸附和氧化特征,以及温度、pH值等因素对吸附和氧化效果的影响.研究结果表明,Langmuir方程可以很好地表述吸附量与初始三价砷离子浓度的关系(R2=0.9939);随着初始砷离子浓度的增大,溶液中As(V)的浓度(氧化量)也逐渐增大,然而氧化率却随着初始砷离子浓度的增大而减小;35℃条件下的吸附量和吸附率、氧化量和氧化率都比25℃时大,表明升高温度有利于赤铁矿对砷离子的吸附和氧化作用.溶液酸度对于As(Ⅲ)的吸附和氧化有着不同的影响,在pH<8时,吸附量和吸附率随pH上升而增加,在pH=8时达到最大,随后随pH上升而减小;当pH低于6.0时,随着pH的增加As(Ⅲ)氧化量、氧化率逐渐增大,而当pH高于6.0时.随着pH增加As(Ⅲ)氧化量反而降低.最大氧化量出现在pH=6.0处.     

光照厌氧条件下沼泽红假单胞菌对砷的抗性及其机制

采用UV-Vis和HPLC-ICP-MS分析方法,在光照厌氧条件下研究了沼泽红假单胞菌(Rhodopseudomonas palustris CQV97)对砷(As)的抗性和机制.结果表明,As(Ⅴ)与As(Ⅲ)对R.palustris CQV97的半数效应浓度(EC50)分别为2.3mmol·L-1和0.9mmol·L-1;该菌株能够将As(Ⅴ)还原为As(Ⅲ),不能将As(Ⅲ)转化为As(Ⅴ)或甲基砷;在含有0.1mmol·L-1As(Ⅴ)的培养基中培养80h,细胞积累的总As可达1.32mg·g-1(以干重计),其中,9.8%存在于细胞质中,4.9%与细胞膜的脂质相结合,其余被认为吸附在细胞表面;全细胞、细胞质、细胞膜所含的As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的相对比例分别为16.3%和83.7%、12.1%和87.9%、16.5%和83.5%.静息细胞砷吸附结果表明,与0℃孵育细胞相比,25℃孵育细胞对As(Ⅴ)和As(Ⅲ)吸附量较高;灭活细胞对As(Ⅴ)的吸附量进一步提高,而对As(Ⅲ)的吸附量则降低.因此,光照厌氧条件下,R.palustrisCQV97对As具有较强的抗性和吸附特性,对As(Ⅴ)的抗性和吸附性均明显高于As(Ⅲ);其抗砷机制为细胞质As(Ⅴ)的还原途径,具体为在细胞内将As(Ⅴ)还原为As(Ⅲ),继而As(Ⅲ)被转运至细胞外,维持胞内As的含量在较低水平.本研究可为深入理解光合细菌对无机砷的抗性机制、砷的地球化学循环及砷的环境污染和生物修复提供理论参考.     

二氧化锰对水中As（V）的吸附作用研究

通过实验研究了初始砷浓度和pH值对二氧化锰吸附As（V）的影响。结果表明,二氧化锰对砷的吸附与pH有关,pH=2～6的弱酸性条件下,二氧化锰吸附砷的能力较强。当pH=2～4时,砷的吸附效率随pH的增加而减小,pH=4～6,吸附效率随pH的增加而增加。在低初砷浓度（0．01～1mmoL／L）和相同pH条件下,吸附效率随砷浓度的增加而减小;当pH=3、pH=7和pH=12时,吸附等温线都可以用Freundlich公式来进行拟合,相关系数R^2〉0．96。     

感应电芬顿降解二甲基砷的效果与机理研究

二甲基砷作为甲基砷的主要种类之一,主要由含砷废水的排放和农药滥用进入环境水体,进而严重威胁着人类的健康.通过改进电芬顿反应中Fe~(2+)的投加方式,构建了以铁棒为感应阳极、RuO_2/Ti网为阳极、2个活性炭纤维为双阴极的感应电芬顿体系.为探究感应电芬顿体系对二甲基砷的降解效果与机理,考察了反应过程中初始pH、电流密度、反应物初始浓度等因素对二甲基砷去除效果的影响.结果表明,在初始pH值为3,电流密度为2 m A·cm~(-2),二甲基砷初始浓度为5 mg·L~(-1)的最佳条件下,经感应电芬顿反应240 min后,二甲基砷去除率高达94.4%.在此体系中,感应铁电极不断释放的Fe~(2+)与阴极产生的H_2O_2发生电芬顿反应产生羟基自由基将二甲基砷降解为一甲基砷、As(Ⅲ)和As(V),同时,铁离子水解生成的铁的羟基络合物将二甲基砷、一甲基砷、As(III)和As(V)吸附在其表面,从而达到二甲基砷的高效去除.     

氯化铁絮凝-直接过滤工艺对地下水中As(Ⅴ)的去除机制研究

为探明氯化铁(Fe Cl3)絮凝-直接过滤工艺对地下水中砷(As)的去除过程及机制,分别进行了批吸附实验、现场絮凝-直接过滤实验、扩展X射线精细结构光谱(EXAFS)及电荷分布多位络合(CD-MUSIC)模拟.采集的地下水样品As主要为五价[As(Ⅴ)],浓度为40μg·L-1.现场柱实验直接过滤工艺中Fe投加量为1.5 mg·L-1,出水As(Ⅴ)浓度均低于10μg·L-1,92 h内可提供64 984 L安全饮用水.固体废物毒性浸出实验表明泥饼浸出液中As浓度为3.4μg·L-1,远低于美国环保署限定值(5 mg·L-1).EXAFS和CD-MUSIC模拟表明Fe Cl3絮凝去除地下水中As(Ⅴ)存在两种机制:在p H 3~9.5范围内,As(Ⅴ)主要以双齿双核吸附在氢氧化铁上;p H9.5时,As(Ⅴ)主要与Ca2+和Mg2+形成沉淀而去除.     

大伙房水库水体及沉积物砷总量及形态分布特征

以0.03 mol·L-1磷酸和0.1 mol·L-1抗坏血酸萃取沉积物样品,以2.0 mmol·L-1NaH2PO4和0.2 mmol·L-1 EDTA(pH=6.0)为流动相,采用高效液相色谱-电感耦合等离子体质谱(HPLC-ICP-MS)联用技术,对大伙房水库表层水体、表层沉积物孔隙水和表层沉积物中的砷元素总量及赋存形态进行检测分析,同时对大伙房库区沉积物粒度进行取样分析.检测结果表明:大伙房水库库区水体及沉积物中砷元素主要以无机砷形态存在,未检测到有机砷形态;表层水体中砷总量较低;表层沉积物孔隙水中只检测到As(Ⅲ),As(Ⅴ)未检出,且部分采样点砷总量超出国家饮用水标准(10 μg·L-1,GB5749-2006),可能会对底栖生物造成影响;表层沉积物中砷总量较高,且As(Ⅲ)含量大于As(Ⅴ),说明库区沉积环境以还原性条件为主.总体来看,大伙房水库库区水体砷总量较低,但沉积物体系中砷元素总量较高,除R4采样点外均超过国家土壤环境Ⅰ级标准(GB 15618-1995).沿外源河流输入口向库区方向砷总量降低,说明库区砷元素主要来源于外源河流输入,且以浑河为主要来源.     

谷壳的差热红外扫描电镜分析及对铜铅离子的生物吸附研究

用差热分析(DTG-DTA)、红外光谱(FTIR)、扫描电镜(SEM/EDS)等方法对谷壳的质量随温度上升而变化的情况、表面的官能团、表面形态及主要元素构成等进行了分析,并研究了谷壳对水溶液中Cu2 、pb2 的生物吸附作用.加热170℃时谷壳质量损失约6%,至170～290℃时质量损失约45%,至500℃时质量仅余约11%.在320℃、440℃分别有2个放热峰.谷壳的红外吸收光谱图主要由碳水化合物如木质素、纤维素等的吸收带组成.红外光谱分析表明,1735 cm-1和1615 cm-1处的吸收峰为不同C=O的伸缩振动峰;1515 cm-1处为苯环的骨架振动峰,而1243 cm-1处是苯羟基中C-O的伸缩振动峰.1456 cm-1处的吸收峰为CH3-和CH2-的弯曲振动峰,1374 cm-1处是甲基的弯曲振动峰.SEM/EDS分析表明,谷壳表面粗糙,且主要由碳氧硅铝元素构成.结果表明,吸附时间、溶液pH、吸附剂用量、金属离子初始浓度及Na 和Ca2 离子对吸附均有影响.谷壳对Cu2 、Pb2 的吸附在30min基本达到平衡,在pH为5左右吸附效果较好,Ca2 对吸附的影响比Na 严重.随初始浓度的增加,吸附量增大,且吸附可用Langmuir方程描述.在本实验条件下,谷壳对Cu2 、Pb2 的最大吸附量分别为3.46 mg·L-1、12.5mg·L-1.一种金属离子的存在能显著降低谷壳对另一种金属离子的吸附,且pb2 对Cu2 的影响较Cu2 对pb2 的影响更严重.单一体系和混合体系的实验结果表明,谷壳对单一体系中Cu2 、Pb2 的吸附能力分别大于对混合溶液中Cu2 、Pb2 的吸附能力.     

嗜酸性氧化亚铁硫杆菌对高砷尾矿生物氧化行为影响的研究

含砷尾矿在生物氧化作用下会产生大量含砷(As)酸性矿山废水，从而对周围生态环境造成严重危害，亟需系统性明晰含砷尾矿生物氧化过程中As的迁移转化规律.探究含砷尾矿生物氧化行为的影响因素有利于揭示As的迁移转化规律.以高砷尾矿(As含量>20%)为研究对象，考察了不同初始pH条件(1.2～2.8)和固体浓度(2.0～10.0 g·L^-1)对嗜酸性氧化亚铁硫杆菌(Acidithiobacillus ferrooxidans)生物氧化行为的影响.结果表明：As的生物氧化受初始pH值和固体浓度的显著影响.As的生物氧化效率随着初始pH或固体浓度的升高呈先升高后下降的趋势；在初始pH值2.0时，观察到As的浸出率(高达92.94%)比其他初始pH条件高.在固体浓度8.0 g·L^-1时具有最优的As浸出率(高达93.24%).在所有初始pH和固体浓度条件下可以发现生物浸出前期As的浸出效率快速上升，而生物氧化中期维持相对稳定并在生物氧化后期出现下降趋势，这与微生物活性变化和黄钾铁矾的形成有关.XRD和SEM分析结果显示在生物氧化过程中微生物氧化释放的...     

去除氧化铁对Al在土壤中吸附-解吸的影响

用连二亚硫酸钠-柠檬酸钠-碳酸氢钠(DCB)法研究了去除土壤中的氧化铁后Al的吸附-解吸特征的变化情况.结果表明,在pH值<4.5条件下,去除氧化铁可使土壤对Al的吸附量有所增加,这种变化在赤红壤中尤为明显;而此后随pH值的升高,原土和去铁土对Al的吸附量基本相等.造成该现象的原因可归纳为去除氧化铁能降低土壤的电荷零点(ZPC)和增加土壤表面负电荷的数量,从而增强了土壤表面与离子之间的静电引力.另一方面,去除氧化铁后Al的解吸量也增加.其原因是与原土相比,去铁土吸附Al的机理中包含有部分静电吸附,这从离子强度对去铁土吸附Al的影响实验能得到较好的验证,因为在pH值<4.5时,提高离子强度将降低Al的吸附量,用高岭石做参考材料时也发现了类似的现象.     

聚合磷硫酸铁富集铬(Ⅵ)的研究

阐述了新型无机吸附共沉淀剂——聚合磷硫酸铁对废水中铬的富集的研究情况,以铬(Ⅵ)的去除率为参数,确定了聚合磷硫酸铁用量、温度、pH值及铬含量等因素的影响。实验表明该絮凝剂能有效地分离废水中的铬,使处理后水质指标符合国家排放标准。     

小麦根表铁氧化物及植物铁载体对植物吸收镉的影响

用营养液培养方法,模拟在不同铁浓度条件下,小麦根表铁氧化物及植物铁载体对植物吸收镉的影响。结果表明,随着溶液中加入的Fe(OH)₃量的增加,小麦的吸镉量也相应增加;但当Fe(OH)₃的加入量超过一定限度后继续增加时,小麦的吸镉量减少。此外,小麦的根分泌物特别是其中的植物铁载体对覆有Fe(OH)₃的根系吸收镉有一定的影响。缺铁预培养小麦的根系植物铁载体分泌率比加铁预培养的小麦高5倍左右,缺铁预培养的小麦植株吸镉量也高于加铁预培养的小麦植株     

Fe3++草酸盐络合物/H2O2/日光体系对垃圾渗滤液的处理

以Fe^3 草酸盐络合物／H2O2作光氧化剂，利用太阳光对垃圾渗滤液进行了光氧化降解实验。结果表明：在溶液的初始pH为3．0，H2O2投加量为460mg/L，ρ(Fe^3 )为20mg／L条件下，反应60min后，CODC4去除率可达80％左右；溶液的pH，P(H2O2)和ρ(Fe^3 )对光解过程有显著影响，而且在太阳光的照射下，CODCr去除率比在紫外光下高。在一定实验条件下，用日光／H2O2／草酸铁体系对城市垃圾渗滤液处理效果较好，可作为垃圾渗滤液的深度处理。     

Fe_2O_3-TiO_2光催化降解水中酸性橙Ⅱ研究

通过溶胶-凝胶法制备TiO2/Fe2O3复合半导体催化剂,用SEM、X-ray衍射仪对催化剂进行表征,设计了光催化降解反应装置以研究光催化降解水中酸性橙。探讨了Fe2O3-TiO2催化剂对可见光吸收性能,以及降解水中酸性橙Ⅱ的催化性能影响。实验结果表明:Fe2O3修饰的TiO2出现明显的红移,20%wFe2O3修饰的TiO2催化剂催化效率较高;TOC结果表明,低pH值条件有利于酸性橙Ⅱ的矿化。     

载铁活性炭对水中草甘膦吸附性能研究

通过浸渍-焙烧法制备载铁活性炭,并用SEM电镜分析了载铁活性炭表面形态,研究了载铁活性炭(Fe-AC)对草甘膦溶液的吸附等温线和吸附动力学,并分析了各种影响因素对载铁活性炭吸附性能的影响.实验表明,Freundlich方程可以对Fe-AC草甘膦吸附等温线进行很好拟合,最大吸附量约为5.8mmol/g;其吸附动力学过程用Lagergren方程拟合,吸附速率常数在0.088min-1左右,且随着温度的升高逐渐减小.根据Kannan & Sundaram颗粒内扩散模型拟合,颗粒内扩散速率常数kp大于10mg·min-1/2/g,并随着起始温度的升高而减小.由于草甘膦的存在形态和Fe-AC材料表面性质的变化,AC-Fe对草甘膦的吸附能力随水溶液的pH升高而降低.NaCl的存在产生拮抗效应使得Fe-AC对草甘膦的吸附容量大大下降,随着NaCl浓度增加至4g/L后,盐析效应开始占主导地位,使得Fe-AC的吸附容量略有增加;由于草甘膦分子的空间位阻效应和亚磷酸根与载铁活性炭表面形成较强的络合物,使得随亚磷酸根浓度的升高Fe-AC对草甘膦的吸附量持续下降.     

复合聚合硫酸铁反应动力学研究

在工艺研究的基础上，研究了聚合硫酸铁氧化过程的动力学行为，建立了相应的动力学模型，由实验数据回归了模型参数，并进行了统计学检验，获得了聚铁合成氧化反应的动力学方程。     

UV/H-2O-2/草酸铁处理垃圾渗滤液的研究

利用UV（125W）/H2O2/草酸铁处理已经过生化处理的垃圾渗滤液(CODcr为450mg/L)时，反应较佳条件是PH值为4．0及总药剂用量为14mL/L。草酸铁的用量要适当，投加量过少，混凝效果较差，有效光子不能完全转化为化学能，处理效果不理想；投加量过多，溶液形成棕色混浊，使紫外光的吸收降低，造成光散射，降低反应速度。而H2O2的投加量过多，特使铁的络合物更加稳定，H202的分解速率受到限制，投加量过少，效果也会降低。当总药刑用量为14mL/L(其中30％过氧化氢6mL/L，0．1mol/L草酸铁溶液8mL/L时，反应30min后，CODcr去除率可达80％左右，脱色率可达90％以上。     

高锰酸钾强化三氯化铁共沉降法去除亚砷酸盐的效能与机理

研究了不同水质条件下KMnO₄强化FeCl₃共沉降去除亚砷酸盐[As(Ⅲ)]的效能与机理.考察了pH值、天然有机物(NOM)等因素对As去除效能的影响.结果表明,投加KMnO₄显著提高了FeCl₃共沉降除砷(FCP)工艺对As(Ⅲ)的去除效能.随着Fe(Ⅲ)投量由2.0mg/L增大到8.0mg/L,对于FCP工艺,As去除率由41.3%提高到75.4%;而对于KMnO₄-FeCl₃共沉降除砷(POFCP)工艺,As去除率则由61.2%提高至99.3%.FCP及POFCP工艺对As的去除率均随着pH值的升高而升高;与FCP工艺比较,pH值对POFCP工艺除As效果影响较小;NOM降低了FCP工艺对As的去除率,而对POFCP工艺无明显影响.KMnO₄的氧化作用是强化As(Ⅲ)去除效能的主要因素,而KMnO₄的还原产物水合MnO₂(s)对As(Ⅲ)也具有一定的去除能力.POFCP工艺是强化去除水中As(Ⅲ),以保障安全饮用水供给的有效方法.     

Fe^2＋／Fe^3＋系统处理邻,对硝基苯胺废水

在碱性条件下，用Ｆｅ＾２＋将邻，对硝基苯胺还原成邻，对苯二胺；在酸性条件下，上述反应生成的Ｆｅ＾３＋将二元芳胺进一步氧化成醒类化合物，实验结果表明，经Ｆｅ＾３＋系统处理，硝基苯胺类废水的ＣＯＤｃｒ有较大的去除，且可生化性得到很大改善。