聚合氯化钛铁盐混凝除砷性能研究

采用微量滴碱法制备聚合氯化钛铁混凝剂(PTFC),并对其混凝除砷性能进行了初步探究。对聚合氯化钛/铁混凝剂粉末SEM图进行分析,并考察不同Ti/Fe比例、曝气氧化、碱化度、碱化剂、混凝剂投加量、pH值、共存离子等对除砷率的影响。结果显示:pH值为7.5时,As(Ⅲ)去除率随PTFC投加量的增加而增大;PTFC在弱酸性条件下对As(Ⅲ)的去除效果最佳。曝气氧化对PTFC除As(Ⅲ)有显著促进作用,Ti/Fe物质的量比为5/5时制备的碱化度为0.6的PTFC混凝后经曝气20 min,对As(Ⅲ)的去除率从55.3%提高到93.1%。碱化剂对PTFC混凝除砷的影响不大。共存阴离子SiO_3~(2-)对As(Ⅲ)的去除有明显抑制作用,但PO_4~(3-)对PTFC混凝去除As(Ⅲ)的影响相比较于单一金属盐较小,共存阳离子Ca~(2+)对PTFC去除As(Ⅲ)有促进作用。     

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%.     

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。     

铁盐和铝盐混凝微滤工艺除As(V)的比较研究

选择FeCl₃和Al₂(SO₄)₃作混凝剂,采用小试规模的混凝微滤膜反应器比较了铁盐和铝盐混凝微滤工艺的除As(V)效果、相关性能指标及适用范围.结果发现,Fe³⁺投加量为4 mg/L、Al₂(SO₄)₃投加量为50 mg/L时,铁盐和铝盐工艺的除As(V)效果大致相当,均可使水中As(V)的浓度从100 μg/L左右降低到10 μg/L以下,最低为1.68 μg/L.出水浊度均小于0.1 NTU,出水中铁、铝和SO^2-₄浓度均符合饮用水标准.铁盐工艺出水pH值比原水大约高0.5,铝盐工艺处理前后水的pH值基本不变.反应器运行结束静沉24 h后,铁盐工艺浓缩比为1 791,是铝盐工艺的2.54倍,污泥中As(V)的含量也大大高于铝盐工艺,去除同等重量的As(V)所产生的污泥量较铝盐工艺少得多.因此,对于仅有砷超标的饮用水,应优先考虑铁盐工艺.按除氟所需混凝剂数量投加Al₂(SO₄)₃,铝盐工艺即可在去除As(V)的同时去除氟,铁盐工艺则不能去除氟.因此,对于砷和氟均超标的饮用水,可采用铝盐工艺同时去除砷和氟.     

纳米Fe3C/炭纤维非均相电芬顿降解二甲基砷的研究

针对结构稳定且难以靠常规方法去除的二甲基砷,制备新型负载Fe_3C纳米粒子的炭纤维催化剂,并对其非均相电芬顿降解二甲基砷进行了研究.结果表明,纳米Fe_3C/CF与阴极产生的H2O2发生电芬顿催化反应产生羟基自由基将二甲基砷降解为一甲基砷和As(V),As(V)可被同步吸附在Fe_3C/CF催化剂表面.通过考察电催化过程中初始p H、反应物初始浓度、电流强度和催化剂投加量等因素对催化氧化DMA效果的影响,表明在初始p H为3,二甲基砷初始浓度为5 mg·L~(-1),Fe_3C/CF投量为500 mg·L~(-1)的最佳条件下,经非均相电芬顿反应360 min后,二甲基砷去除率高达96%.     

重金属Pb(Ⅱ)污染原水的应急处理工艺研究

采用2种常用混凝剂--聚合硫酸铁(PFS)和聚氯化铝(PACl),以水中Pb(II)浓度突增为背景,研究了混凝剂投加量、目标物初始浓度以及调节pH值和高锰酸钾(KMnO4)预氧化等措施对混凝除Pb(II)效果的影响,同时比较了粉末活性炭(PAC)吸附 混凝和硅藻土吸附 混凝等工艺对Pb(Ⅱ)的去除效果.结果表明,单独投加混凝剂时,投加PFS对Ph(Ⅱ)的去除效果优于投加PACI.2种混凝剂的投加量为10 mg/L时,对Ph(Ⅱ)的去除效果基本达到最好水平,并且Pb(Ⅱ)初始浓度对混凝效果影响最小.在此投加量下调节pH值到9,2种混凝剂对应Pb(Ⅱ)的去除率都在95%以上.KMn04预氧化只在以PACI为混凝剂时对除Pb(Ⅱ)起到一定促进作用.以PFs为混凝剂时,投加10 mg/L的PAC或投加25 mg/L的硅藻土会取得相同的除Pb(Ⅱ)效果,即水中Pb(11)浓度从402 μg/L降至10 μg/L以下;而混凝剂为PACl时,活性炭投加量为20 mg/L或硅藻土投加量为50 mg/L时,水中剩余Ph(Ⅱ)的浓度也可以达标;通过硅藻土与KMnO4联用试验发现,高锰酸钾氧化会削弱硅藻土对Pb(Ⅱ)的吸附作用.综合考虑得出,硅藻土吸附 混凝才是原水应急除Pb(Ⅱ)简单、经济和有效的方法.     

生物与化学成因施氏矿物吸附去除水中As(Ⅲ)效果的比较研究

施氏矿物作为一种具有良好应用前景的高砷吸附材料已倍受人们关注.采用静态吸附实验对生物、化学成因施氏矿物去除模拟地下水中As(Ⅲ)进行了研究.结果表明,在25℃,初始As(Ⅲ)浓度为0.2 mg·L-1,施氏矿物投加量为0.25 g·L-1时,生物成因施氏矿物吸附3 h后溶液中As(Ⅲ)含量降低到10μg·L-1以下(地...     

铁盐与铝盐混凝去除EDTA土壤淋洗废液中砷、锑效果对比

实验以三氯化铁和三氯化铝作为混凝剂,对比研究了混凝去除EDTA土壤淋洗废液中砷、锑的效果,重点探讨了反应终点pH、EDTA浓度、Fe/Al投加量以及共存重金属离子对砷、锑去除效果的影响。结果表明:1)对于EDTA土壤淋洗废液中As(Ⅴ)、Sb(Ⅴ)的去除,铝盐比铁盐效果更优;2)EDTA的存在不仅降低了铁盐/铝盐混凝对As(Ⅴ)、Sb(Ⅴ)的吸附去除效果,同时抑制了砷酸铁、锑酸铁等物质的生成,削弱了铁盐对As(Ⅴ)、Sb(Ⅴ)的沉淀去除。EDTA导致铁盐混凝过程中生成粒径较大、表面活性较低的稳定结晶态絮体;3)当c(EDTA)=0.05 mol/L时,在pH=5、ρ(Al)=2000 mg/L的条件下,铝盐对EDTA土壤淋洗废液中As(Ⅴ)、Sb(Ⅴ)的去除率分别高达98.00%和93.09%;4)共存重金属离子通过与EDTA络合,增加了絮体Al(OH)₃的生成量,促进了As(Ⅴ)、Sb(Ⅴ)去除。由此表明,铝盐能够有效实现EDTA土壤淋洗废液中As(Ⅴ)、Sb(Ⅴ)的去除,对于推动基于EDTA的土壤淋洗技术的广泛应用具有重要意义。     

磁性藻基炭对铁盐除藻的助凝特性

蓝藻水华严重影响水环境健康和用水安全,化学絮凝法能高效去除水中藻类。该文以铁盐和亚铁盐为混凝剂、磁性藻基炭(MAB)为助凝剂去除水中铜绿微囊藻,确定了铁盐的最优投配比和MAB的最佳投加量,探讨了MAB对铁盐去除水中铜绿微囊藻的助凝效果和机理。结果表明,铁盐最优Fe2+∶OH~-∶Fe~(3+)投配比例为2∶6∶0.3,投药量以[Fe~(2+)]计为1 mmol/L,MAB最佳投加量为30 mg/L。MAB提高了铁盐去除铜绿微囊藻及相关污染物的混凝效果,促进藻细胞与铁盐水解产物作用生成密实性更好的藻絮体沉淀物,并且具备良好磁响应性能的MAB有助于实现藻絮体的外磁场分离。水中藻细胞和MAB在混凝初期主要通过静电吸附的形式与铁盐水解产物Fex(OH)y作用,混凝中后期则主要通过无定形Fe(OH)_3的网捕卷扫作用得以沉淀去除。表征分析表明,混凝过程中铁盐水解产物与藻细胞表面活性官能团发生作用形成了新的表面基团,可推断Fex(OH)y及其高聚合体与铜绿微囊藻的胞外聚合物之间发生了共聚络合反应。     

场地土壤中有效态砷的稳定化处理及机理研究

分别以生石灰和亚铁盐作为辅助剂与稳定剂对2种砷污染的土壤进行稳定化处理,通过化学浸出、形态及结构研究,揭示土壤中有效砷的稳定效率和机理.结果表明,外源铁添加量与土壤砷含量(Fe/As)的物质的量比达到6:1~8:1,CaO投加比例为0.05%~0.1%(w/w)时,土壤中有效态砷的稳定效率超过85%.土壤有效砷的稳定化处理主要是将砷从非专性吸附态和专性吸附态转化为弱结晶的铁铝或铁锰水化氧化物结合态、结晶铁铝或铁锰水化氧化物结合态.稳定处理后2种污染土均有新物相羟砷铜矿(As2Cu5H4O12)生成.     

磁性壳聚糖微球吸附水中As(Ⅲ)的实验研究

文章主要考察实验室制得的乙二胺改性磁性壳聚糖微球对毒性高,迁移能力强的A(sⅢ)去除效果。通过单因素实验研究了pH值、吸附时间、A(sⅢ)溶液初始浓度和吸附剂投加量对磁性壳聚糖微球吸附除A(sⅢ)效果的影响。实验结果表明在pH值为2,吸附时间为90 min,磁性壳聚糖微球投加量为0.4 g时,对初始浓度为10 mg/L,体积为100 mL的A(sⅢ)溶液去除率达到96.96%,吸附后溶液中A(sⅢ)浓度仅为0.304 mg/L,低于我国污水综合排放标准中砷含量标准值。磁性壳聚糖微球的解吸实验表明,吸附剂解吸4次后,对A(sⅢ)的去除率仍达到95%以上,吸附性能稳定,具有较好的可重复利用性。因此,磁性壳聚糖微球是一种去除低浓度含砷废水非常有效的材料。     

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.     

六氯苯污染源水的饮用水应急处理工艺研究

针对长江水源地可能发生的六氯苯(HCB)突发污染事故,开展了应急处理工艺研究.考察了混凝剂聚合硫酸铁(PFS)投加量、KMnO₄预氧化和木质粉末活性炭(PAC)吸附预处理对HCB 去除效果的影响.根据静态试验,设计了三因素三水平正交试验,进一步考察了KMnO₄氧化与PAC 吸附联用预处理-混凝沉淀工艺去除HCB 的效果.结果表明,常规处理无法有效去除HCB;单独KMnO₄ 预氧化无法明显改善混凝沉淀对HCB的去除效果;PAC联用吸附预处理可明显提高去除效率.正交试验结果表明,在PAC,PFS,KMnO4投加量分别为40,5.0,0.5mg/L的最佳条件下,HCB 去除率为98.97%,但浊度在2NTU 以上.选取PAC 吸附预处理-混凝沉淀工艺进行中试试验,结果表明,在PFS 和PAC 投加量分别为15mg/L 和40mg/L 时,HCB 的去除率在98%以上,HCB 剩余浓度和浊度分别在1µg/L 和1NTU 以下.     

铝盐混凝除砷影响因素及机制研究

铝盐混凝法被广泛应用于饮用水除砷工程.本研究选取三氯化铝(AlCl3)和富含Al13的聚合氯化铝(PACl)为絮凝剂,考察铝形态、pH值、腐殖酸(HA)以及共存阴离子对砷去除的影响与机制.结果表明,2种絮凝剂对As(Ⅲ)去除效能较低,对As(Ⅴ)去除率可达到近100%.pH影响混凝过程中铝形态分布,从而对铝盐混凝除砷效能产生重要影响.铝盐除砷效能与混凝过程中的Al13形态含量呈正相关关系.由于竞争吸附作用,HA和部分共存阴离子对砷的混凝去除产生负面影响.HA对混凝效能影响与絮凝剂投药量相关,投药量越低,则影响越大.PO34-和F-对混凝除砷效能影响显著,SiO23-、CO23-和SO24-对混凝除砷效能影响较小.本研究将对饮用水强化混凝去除原水中砷具有指导意义.     

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。     

砷氧化菌对胡敏酸络合As (Ⅲ)的氧化作用

土壤砷与土壤微生物相互作用是土壤砷形态转化中需要重点关注的内容之一.为了研究砷氧化菌对胡敏酸络合三价砷[HA-As(Ⅲ)]的作用,设置了不同p H值反应体系,研究砷氧化菌HN-2对HA-As(Ⅲ)作用下,砷的形态变化及其在固液两相中的分配.结果表明,在HA与As(Ⅲ)络合过程中,HA可以将一部分游离态As(Ⅲ)氧化为As(Ⅴ).其中,在p H=7的体系中,As(Ⅲ)被HN-2和HA氧化成As(Ⅴ)的效率最高.在含有砷氧化菌株和不含砷氧化菌株的体系中,0~10 h振荡过程中,HA-As材料均可以释放一部分As(Ⅲ)及As(Ⅴ)进入液相中,同时砷氧化菌可以快速地将As(Ⅲ)氧化为As(Ⅴ),而胡敏酸可以较缓慢地将As(Ⅲ)氧化为As(Ⅴ);反应10~24 h期间,HN-2砷氧化菌可以将络合态HA-As(Ⅲ)转化为游离态As(Ⅲ)并氧化为As(Ⅴ);48 h后反应逐渐达到平衡.固相同步辐射结果可以进一步证明HN-2砷氧化菌对络合态As(Ⅲ)的释放及氧化作用.     

高铁酸盐对2种水源水中藻类的去除效果

研究了高铁酸盐对深圳2种原水水中藻类的去除效能.实验结果表明,在处理以小球藻为主的东湖水时,单纯PAC混凝就可有效地去除水中的藻类,藻类去除率均在95%左右.在处理含藻量多,以颤藻为主的铁岗原水时,单纯PAC混凝除藻效果不理想,投加少量高铁酸盐进行预氧化,再投加PAC混凝,可使水中藻的去除率提高10%～20%,去除率高达97.85%.而且用高铁预氧化除藻法明显优于传统预氯化方法.     

新生态二氧化锰对水中腐殖酸的强化混凝性能研究

采用KMn O4氧化Mn SO4的方法制备新生态二氧化锰,利用在线投加的方式研究了新生态二氧化锰强化混凝去除水中腐殖酸的效果,评价了新生态二氧化锰的形态、投加量、p H值、投加方式、投加顺序等因素对强化混凝效果的影响。结果表明,当聚合硫酸铝的加量为2 mg/L,加入10 mg/L的新生态二氧化锰强化混凝,UV254和高锰酸盐指数的去除率分别由未加入新生态二氧化锰时的9.2%和2.5%提高至55.0%和38.9%。正交试验表明p H值对混凝效果影响最显著,新生态二氧化锰投加量、慢速搅拌时间对混凝效果的影响均较小;在p H为4.0,水中总固体颗粒物含量为20 mg/L,新生态二氧化锰加量为10 mg/L,慢搅40 min时,UV254和高锰酸盐指数的去除率分别可达71.2%和61.2%。说明新生态二氧化锰对于混凝去除水中的腐殖酸具有强化促进作用。     

磁性CeO_2-Fe_3O_4复合材料光催化/吸附去除水中As(Ⅲ)

原水砷污染问题严重威胁饮用水水质安全,随着生活饮用水标准的提高,致使多地饮用水中砷超标问题突显.本研究利用CeO_2半导体的光催化活性及CeO_2和Fe_3O_4对As(Ⅴ)的强亲和力,合成了双组份磁性CeO_2-Fe_3O_4复合材料,并采用SEM、XRD、BET和VSM等手段进行表征,考察复合材料的光催化/吸附除砷效果;研究了初始p H值、共存离子等因素对吸附除砷效果的影响;采用等温吸附模型、吸附动力学模型等手段进行吸附特性研究.实验结果表明,在光催化过程中,·OH和·O_2~-为主要的活性氧化物种.在紫外照射下,As(Ⅲ)能完全被氧化为毒性较低的As(Ⅴ),同时将As(Ⅴ)高效吸附于CeO_2-Fe_3O_4粒子表面.在中性条件下,CeO_2-Fe_3O_4粒子对砷的饱和吸附量为122.19 mg·g~(-1).共存离子Cl~-和SO_4~(2-)对As(Ⅴ)的吸附没有显著影响,而CO_3~(2-)、SiO_3~(2-)和PO_4~(3-)与As(Ⅴ)存在明显的竞争吸附,使As(Ⅴ)的吸附去除效果明显降低.吸附动力学和吸附等温线模拟分别符合准二级动力学方程和Freundlich吸附等温线,表明As(Ⅴ)的吸附以化学吸附为主导.CeO_2-Fe_3O_4复合吸附剂可快速实现固液分离,容易再生且重复利用性较好,具有广泛的应用前景.     

UV/H_2O_2对土壤中As(Ⅲ)氧化效果的初步研究

为了减弱As迁移能力,降低其毒性,将土壤中As(Ⅲ)氧化为As(Ⅴ),使其更容易被固定。通过人工模拟的受砷污染土壤研究了自然光、紫外线、H2O2、自然光+H2O2和紫外线+H2O2对As(Ⅲ)的氧化效果。结果表明:5个组合均能氧化As(Ⅲ),紫外线+H2O2组合氧化效果最好,在此基础上通过正交试验确定该组合对As(Ⅲ)氧化的最优操作条件。UVC波段的紫外线氧化效果最好;光照强度12 W、光照时间为6 h时,氧化效果较好,继续增加光照强度和光照时间氧化效果没有明显提高;H2O2投加量为20 m L/kg时氧化效果最好,且继续增加投加量,氧化效果仍能改善。