磁性吸附材料CuFe2O4吸附砷的性能

根据Cu(Ⅱ)和Fe(Ⅲ)都对砷有较强的亲和性,制备了同时含有Cu(Ⅱ)和Fe(Ⅲ)的、可用磁分离方法进行分离回收的磁性吸附材料CuFe₂O₄,并对其进行了表征及吸附砷的性能研究.结果表明,该吸附剂对砷的吸附能力与溶液pH有关,在弱酸性及中性条件下,吸附砷的能力最强,而对As(V)的吸附能力比对As(Ⅲ)更强些,在平衡浓度为10μg/L时,其吸附容量可达10mg/g左右,可以很容易地将水中浓度为1～20mg/L的As(V)降到10μg/L以下.实验考察了几种无机阴离子对吸附砷的影响,表明较高浓度(砷浓度的20倍)的硫酸盐对As(Ⅲ)和As(V)的吸附均有一定影响,盐酸盐及磷酸盐则影响不明显;负载的As(V)可较容易地用0.1mol/L NaOH洗脱下来,使吸附剂再生,而As(Ⅲ)则难以洗脱,这与2种价态砷的吸附机理不同有关.     

Fe(Ⅱ)与O2共存体系中地下水As(Ⅲ)的固化行为

砷在地下含水层中的迁移转化、释放等地球化学行为与地下水的氧化还原环境及铁氧化物的存在形态密切相关。本文主要通过室内静态、动态实验及野外现场试验研究了Fe(Ⅱ)和O_2共存体系对模拟地下水中As(Ⅲ)固化效率与机理,研究表明:单纯的曝气行为对水体中铁和砷的价态改变均不明显,只有当Fe(Ⅱ)和O_2共存时才能有效改变砷的存在形态并通过发生吸附共沉淀作用使水体中As浓度降低下来。以质量比为Fe/As=20为例,有氧无氧两种条件下砷的去除率分别为81.3%和23.4%。模拟无氧条件下向流动相的含砷地下含水层中连续输入Fe(Ⅱ)时,溶液中的砷含量相比进水溶液浓度略有降低,出水溶液中以Fe(Ⅱ)和As(Ⅲ)为主。在有氧条件下持续30天向含砷试验砂柱内输入Fe(Ⅱ),其总量累积可达到283.65 mg,被固定于砂柱内的总砷含量达到25 075μg,固化能力达到88.40μg/mg。Fe(Ⅱ)与O_2共存体系对地下水中As(Ⅲ)的固化行为主要包括O_2对As(Ⅲ)及Fe(Ⅱ)氧化和Fe(Ⅲ)与As(V)的吸附共沉淀作用,其中溶解氧的存在是所有反应发生的必要前提条件。     

四氧化三铁对水中As(Ⅲ)的吸附性能研究

以石灰为沉淀剂,利用空气氧化沉淀法制备得到的四氧化三铁作为吸附剂处理水溶液中As(Ⅲ),研究了溶液p H、吸附剂用量、反应时间、初始As(Ⅲ)质量浓度、反应温度等因素对As(Ⅲ)吸附性能的影响。结果表明,四氧化三铁粒径0.2μm,总铁含量为56%。当As(Ⅲ)初始浓度为10 mg/L,溶液p H为7,吸附剂用量为1 g,反应时间为480 min,反应温度为30℃时,砷去除率达98.27%。四氧化三铁对As(Ⅲ)的吸附等温线符合Freundlich方程,吸附动力学符合准二级动力学方程。     

三种氧化铁吸附水环境中砷的试验研究

采用两种人工合成的氧化铁(针铁矿、水铁矿)和赤铁矿作为吸附剂,对含砷(三价砷及三价五价砷混合液)水进行了吸附试验。结果表明,在初始浓度为1200μg/L的As(Ⅲ)溶液中,水铁矿的吸附效果最好,针铁矿和赤铁矿吸附效果较差;在初始pH为7,As(Ⅲ)和As(Ⅴ)摩尔比为1:1的混合液中时,三种铁矿对总砷的吸附效果均随着As/Fe摩尔比的增大而减小;在A(sⅢ)和As(Ⅴ)摩尔比为1:1的混合液中,吸附总砷效果最好的是针铁矿,水铁矿次之,赤铁矿的吸附效果最差;A(sⅤ)的存在对除砷效果有一定的影响,三价砷和五价砷共存时,三种铁矿对其吸附具有一定的选择性。     

微生物作用引起的铁铝氢氧化物吸附砷的还原与释放机制研究

地下水砷污染的形成机制目前尚不清楚,普遍认为,微生物对吸附于铁氧化物表面的As(Ⅴ)以及基质Fe(Ⅲ)的还原是砷释放的主要原因.本研究中以富集的混合菌群为接种微生物,以不同比例（Al∶Fe为1∶0、 1∶1、 0∶1）的铁铝氢氧化物为吸附剂,考察了微生物对吸附于这些载体上的As(Ⅴ)的还原和迁移作用.结果表明,接种微生物后,3种体系表现出不同程度的As释放,溶液中释放的As基本上是As(Ⅲ).在氢氧化铁体系中,溶解态As(Ⅲ)浓度仅为60 μg/L左右,微生物还原产生的As(Ⅲ)几乎全部存在于固相中;在Al∶Fe为1∶1的铁铝氢氧化物中,溶解态As(Ⅲ)大约为1.3 mg/L;氢氧化铝体系中,该值为7.8 mg/L,约占微生物还原总As(Ⅲ)的82%.而未接种的对照组均未检测到As(Ⅲ)以及明显的As释放.本研究还考察了吸附基质铁氧化物的还原对砷迁移的影响,结果表明,砷的还原发生在铁还原之前,铁的还原并没有引起砷的明显释放.因此,根据本实验结果推断,氢氧化铁吸附的As(Ⅴ)的还原及Fe(Ⅲ)的还原很可能不是造成地下水系统中砷释放的主要原因,而吸附于铝氧化物或其它矿物表面的As(Ⅴ)的还原可能引起了砷向水相迁移.     

废铁屑吸附水中As(Ⅲ)试验研究

研究了As(Ⅲ)初始浓度、反应时间、铁粉投加量、初始p H以及溶液共存腐植酸(HA)、阴阳离子等影响因素对废铁屑吸附As(Ⅲ)的影响。结果表明,随着As(Ⅲ)初始浓度的增加,平衡吸附量也增加,当初始浓度为50 mg/L时,qe=15.88 mg/g,在150 min时,吸附达到平衡;当铁屑投加量从0.05 g/L增加到1.0 g/L时,砷的去除率也随之增大,当废铁粉用量进一步增大到5 g/L时,砷的去除率有所下降;p H在5~9时,吸附效果最好。当溶液中阳离子Ca2+、Mg2+共存时可以促进砷在零价铁表面的吸附,SO2-4/NO-3表现为轻微抑制作用,HCO-3和HA的存在明显抑制了As(Ⅲ)的吸附。     

铁氧化物/壳聚糖复合纳米纤维的制备及吸附五价砷研究

采用高压静电纺丝方法,制备了新型铁氧化物/壳聚糖复合纳米纤维砷吸附剂.扫描电子显微镜(SEM)观察结果显示,该纳米纤维的平均直径为(158±24)nm.X射线衍射谱图(XRD)表明,该纳米纤维为无定形结构.所制备的吸附剂在弱酸性或中性条件下对砷吸附率大于93%;吸附速率快,100 min内可达到吸附平衡;吸附剂对低浓度砷有很强的吸附亲和力,可将初始浓度为750μg·L-1的砷降低到10μg·L-1以下的安全饮用水水平;中性条件下吸附砷的最大容量为7.1 mg·g-1,吸附等温线符合Freundlich模型;有机质对吸附的影响较小;吸附剂可用低浓度Na OH洗脱再生.研究结果表明,该吸附剂制备方法简单,易分离再生,在饮用水除砷领域有较好的应用前景.     

铁锰复合氧化物的制备及其吸附除砷性能

采用共沉淀法制备了新型铁锰复合氧化物吸附剂,并对其表面特性及除砷性能进行了初步研究.ξ电位测试表明,铁锰复合氧化物pHzpc在6.0附近,SEM/EDX表征证明吸附剂表面Fe和Mn的相对摩尔比为3∶1;铁锰复合氧化物对As(Ⅴ)和As(Ⅲ)均表现出很强的吸附能力,并且吸附速度快,在60min内即可达到平衡吸附容量的80%;该吸附剂在天然水环境pH范围内均有良好吸附除砷能力,磷酸根、硅酸根、碳酸根等阴离子对除砷效果有不同程度的影响,其余共存阴、阳离子及天然有机物在中性水环境中对除砷效果影响不大;采用Langmuir吸附等温线能较好地描述铁锰复合氧化物吸附As(Ⅴ)的过程(R2=0.997),而Freundlich方程能较好地拟合As(Ⅲ)的吸附过程(R2=0.989),对As(Ⅴ)与As(Ⅲ)的饱和吸附容量分别达到227mg·g-1和312 mg·g-1.     

新型铁铜锰复合氧化物颗粒吸附剂As(Ⅲ)吸附行为与机制研究

以壳聚糖为黏合剂,采用包覆法制备了一种新型除砷吸附剂——颗粒状铁铜锰复合氧化物(GFCM). GFCM吸附剂为不完全球状,直径0.7～1.0 mm,可以有效地将As(Ⅲ)氧化成As(V),并对形成的As(V)具有良好的吸附效果. GFCM对As(Ⅲ)的最大吸附容量(pH 7.0)为56.5 mg·g~(-1),显著优于目前已报道的多数颗粒状除砷吸附剂.溶液pH在5.0～9.0范围内, GFCM对As(Ⅲ)均有较好的吸附效果,离子强度则对砷吸附效果影响较小.共存阴离子对As(Ⅲ)吸附具有抑制作用,影响的大小顺序为:PO■ SiO■ CO■ Cl~- SO■.吸附As(Ⅲ)后的GFCM可用NaOH溶液进行有效脱附再生,可重复使用.在As(Ⅲ)的去除过程中,吸附剂中锰氧化物的主要作用是氧化As(Ⅲ),铁氧化物与铜氧化物的主要作用是吸附As(Ⅲ)与氧化形成的As(V),且铜氧化物有助于增强GFCM的砷吸附性能.     

铁基颗粒吸附剂固定床处理含砷地下水的中试研究

以农村地区的As污染地下水为处理对象,研发了同步去除水中As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的铁基颗粒吸附剂（FMGA）,设计并建立了以吸附固定床为核心单元的中试除As装置,对As污染地下水的处理效果进行研究。结果表明：在33 d的连续运行过程中,除As装置出水As浓度始终低于GB 5749—2022《生活饮用水卫生标准》规定限值（10μg/L）,吸附固定床首次运行的穿透时间达到786 h;使用0.2 mol/L的Na OH溶液对吸附剂进行原位再生后,吸附固定床再次运行的穿透时间仍可达到750 h,其除As性能的恢复率接近91%;除As装置的出水浊度接近于0,Fe、Mn离子浓度均低于GB 5749—2022的限值（Fe浓度为0.3mg/L,Mn浓度为0.1 mg/L）,FMGA可高效再生回用且无二次污染。吸附动力学表明,FMGA吸附As的过程符合准二级动力学模型,As通过化学吸附被去除;吸附等温线表明,FMGA对As的理论最大吸附容量为74.94 mg/g(pH为7.0)。通过表征研究可知,FMGA最大荷载为89.39 N,具有出色的机械强度。