三价铁离子浓度对As(V)-Fe(II)-Fe(III)体系沉淀臭葱石的影响

在常压、95℃、初始pH=1.5的条件下，研究了As(V)–Fe(II)–Fe(III)体系中初始Fe(III)浓度对砷的去除率和臭葱石合成的影响。结果表明，溶液中初始Fe(III)/As(V)摩尔比为0时，沉淀产物为结晶度良好的臭葱石，但砷的去除率仅为24.3%，沉淀浸出砷浓度高于国标规定的浓度限值5 mg/L。溶液中初始Fe(III)/As(V)摩尔比大于0时，在升温过程中生成了无定形砷酸铁，当初始Fe(III)/As(V)摩尔比不超过1.6时，砷酸铁反应8 h后转化为臭葱石；随初始Fe(III)/As(V)摩尔比增大，砷的去除率增大，臭葱石沉淀的结晶度降低、浸出砷浓度降低；其中，初始Fe(III)/As(V)摩尔比为0.8和1.6时，臭葱石沉淀的浸出砷浓度低于5 mg/L，适合安全堆存。当初始Fe(III)/As(V)摩尔比大于1.6时，无定形砷酸铁反应8 h仍不能转化成臭葱石，砷的去除率降低，沉淀浸出砷浓度超标，不适合安全堆存。     

煤炭地下气化残焦中污染物的浸出规律

采用煤炭地下气化实验系统模拟鹤壁烟煤地下气化过程,收集气化后残留半焦(气化残焦),研究了气化残焦中污染物在地下水中的浸出规律.研究表明,煤炭地下气化残焦浸出液中含有挥发酚等有机污染物及镉(Cd)、铅(Pb)、砷(As)、铬(Cr)、铜(Cu)、镍(Ni)和锌(Zn)等10余种重金属无机污染物.浸出温度和浸出时间是影响煤炭地下气化残留半焦浸出液中污染物质量浓度的重要因素.当浸出温度为45℃,浸出时间为8h时,气化残焦浸出液中挥发酚、总有机碳(TOC)及化学需氧量(COD)的质量浓度分别为0.03mg/L,5.07mg/L,7.48mg/L;Cr,V,Cu,Se,Ni及Zn等重金属离子的质量浓度介于4.0μg/L~73.4μg/L之间.大规模进行煤炭地下气化可能会对地下水造成潜在污染.     

LF精炼废渣水热浸出过程中主要矿相的溶解行为

通过水热浸出实验分别研究了精炼废渣及合成的废渣中2种主要单一矿相12CaO?7Al2O3和2CaO?SiO2的溶解行为,并将二者进行对比分析,探究了LF精炼废渣在水热浸出过程中的溶解行为。结果表明,废渣浸出过程中浸出液的pH?12,且随浸出时间增加,电导率和Ca浓度增加,Al浓度急剧下降,Si浓度低于0.1 mg/L且保持不变;12CaO?7Al2O3浸出过程中,随时间增加,浸出液pH值稳定在约11.3,浸出液中Al浓度增加,Ca浓度略微下降。2CaO?SiO2浸出液中主要为Ca2+,Si浓度低于0.6 mg/L;废渣与单一矿相浸出过程的pH值及Al, Si浓度较接近,可以通过单一矿相的溶解行为研究精炼废渣在水热浸出过程中的溶解行为,但废渣浸出液的Al和Si浓度均低于单一矿相,表明废渣中CaO等其它组分溶解抑制了12CaO?7Al2O3和2CaO?SiO2溶解。     

磷酸体系应用于失效磷酸铁锂电池正极材料回收的研究

以H_3PO_4-H2O_2溶液对除铝后的失效磷酸铁锂电池正极材料进行浸出锂实验,采用ICP-OES测定浸出液中Li+和Fe3+浓度,研究了H2O_2及H_3PO_4加入量、液固质量比(L/S)、反应温度、搅拌转速、反应时间及体系终态pH值对Li浸出率的影响,并对终态pH值为3.5得到的滤渣进行XRD分析,结果表明,Li浸出率随H2O_2及H_3PO_4加入量的增加而增大,但当H2O_2与H_3PO_4用量分别高于1.2倍、1.1倍反应计量时,锂浸出率增速趋缓;随着液固质量比的增大,Li浸出率呈现先增大后减小的趋势;在30~60℃反应温度对Li浸出率影响不明显;Li浸出率随搅拌转速的提高和反应时间的延长而增大,但搅拌转速高于30 r×min~(-1)、反应时间超过3.0 h后Li浸出率变化不明显;体系终态pH为3.5时,锂浸出率为99.21%、铁沉淀率为99.99%,浸出渣为Fe PO_4·2H2O。     

铜冶炼电收尘灰浸出液与硫化砷渣综合处理工艺研究

介绍了一种铜冶炼电收尘灰酸浸液与硫化砷渣的联合处理工艺。确定了铜冶炼电收尘灰浸出液与硫化砷渣最佳反应条件为:加入硫酸铜量为理论铜与砷摩尔比1.1∶1,反应温度85℃,反应时间2 h,铜离子质量浓度15 g/L,初始硫酸质量浓度30 g/L。     

Na4Ca3(AlO2)10的合成和浸出行为

以分析纯CaCO3,Al2O3和Na2CO3为原料,在1100~1250℃合成了Na4Ca3(AlO2)10,研究了浸出时间、浸出温度、液固比及溶液中碳酸钠和氢氧化钠浓度对Na4Ca3(AlO2)10浸出性能的影响. 结果表明,在1200℃烧结30 min,可以合成纯度高于90%的Na4Ca3(AlO2)10. 当碳酸钠浓度为80 g/L、氢氧化钠浓度18 g/L时,Na4Ca3(AlO2)10在40℃浸出10 min的氧化铝浸出率达到90%以上. 当碳酸钠浓度降为30 g/L时,Na4Ca3(AlO2)10在60℃浸出15 min的氧化铝浸出率大于85%. 浸出时添加氢氧化钠有利于氧化铝浸出率的提高,氢氧化钠浓度大于5 g/L时,氧化铝浸出率可提高10%以上. Na4Ca3(AlO2)10的浸出性能优于12CaO·Al2O3和CaO·Al2O3.     

Fe(Ⅱ)非生物氧化-沉淀联合工艺对As(Ⅴ)去除的研究

由于现代化工业进程快速发展,大量砷污染物进入水体,引起水质恶化。提出了氧诱导Fe(Ⅱ)非生物氧化与As(Ⅴ)共沉淀,是一种节省成本、时间且高效的As(Ⅴ)去除方法。考察了pH、Fe(Ⅱ)/As(Ⅴ)摩尔比、溶解氧(DO)浓度、温度及共存离子对As(Ⅴ)去除的影响。结果表明,同步氧化Fe(Ⅱ)可显著提高亚铁除砷效率。随着pH从5.3增加到8.0,As(Ⅴ)去除能力先增大后减小,最佳pH为6.4;溶解氧质量浓度从0提高到4 mg/L,反应60 min后As(Ⅴ)的去除率提升了37.85%;反应体系中共存离子(Cu²⁺、Ni²⁺、Mn²⁺、Cl^-、NO₃^-、PO₄^-)存在时,Mn²⁺促进As(Ⅴ)的去除,Mn(Ⅱ)=0.5 mg/L,As(Ⅴ)的去除率提高了11%;提高温度和亚铁浓度均能增加As(Ⅴ)的去除率。SEM-EDS结果表明,氧气存在时固体颗粒由松散细小转化为轮廓清晰、簇团密实的球形团聚,...     

Ca/Mg/PO_4骨修复材料的制备及降解性能的研究

采用共沉淀法制备了具有不同Mg含量的Ca/Mg/PO4骨修复材料,其主要成分为β-Ca3(PO4)2(β-TCP),Mg以第二相Ca4Mg5(PO4)6的形式存在于其中。将Ca/Mg/PO4骨修复材料浸入模拟体液中,通过测定模拟体液的pH值、Ca2+浓度及Ca/Mg/PO4骨修复材料的质量变化,分析Ca/Mg/PO4骨修复材料降解前后的物相及表面形貌的变化,来研究Ca/Mg/PO4骨修复材料的降解性能。结果表明:随着浸泡时间的延长,模拟体液的pH值、Ca2+浓度先快速下降后逐渐趋于稳定,Ca/Mg/PO4骨修复材料质量不断减小;随着Mg含量的增加,模拟体液的pH值不断增大,Ca2+浓度和Ca/Mg/PO4骨修复材料质量不断减小;浸泡28d后,Ca/Mg/PO4骨修复材料表面析出类似于羟基磷灰石的物质。     

铜渣氯化烟尘中铜的湿法回收

采用盐酸搅拌浸出-N902萃取工艺回收铜渣氯化烟尘中的铜,考察了影响铜渣氯化烟尘浸出的主要因素. 结果表明,在盐酸浓度15%(w)、液固比4 mL/g、60℃的条件下浸出1 h,铜浸出率可达98.95%,铁、锌、镍浸出率分别达91.58%, 95.8%和93.66%,铅浸出率为5.96%. 盐酸浸出可实现铜与铅的有效分离. 萃取剂N902对浸出液中的铜具有较好的萃取选择性,振荡时间120 s、相比为1、N902浓度30%和pH=3.0的条件下,浸出液铜浓度由7.4 g/L降至0.11 g/L,回收率达98.51%,浸出液中Fe, Zn, Ni和Pb萃取率均不高于1.5%.     

煤浆法烟气脱硫中草酸和紫外线强化煤砷浸出过程

以N₂、O₂、SO₂三种气体模拟烟气,在1 L的光反应器中,研究了主要因素对煤砷浸出、As(Ⅲ)氧化以及SO₂脱除的影响规律,分析了过程机理,确定了浸出过程速率控制步骤。结果表明,紫外线照射和草酸均能有效提高砷浸出率,180 min时,在遮光和pH为2.5的条件下,加入1.0 mmol/L草酸能使砷浸出率提高32.9%,在紫外线照射下,可使砷浸出率再提高21.3%,且浸出液中的As(Ⅲ)占总砷之比小于13%,还能提高SO₂脱除率。低pH有利于煤中砷的浸出,但对SO₂的脱除不利。煤砷浸出率和SO₂脱除率均随温度的提高而显著增大。动力学分析计算得出煤砷浸出过程的表观活化能为4.9 kJ/mol,说明砷浸出过程受已反应固体层内的扩散过程控制。自由基猝灭实验表明,硫酸根自由基和羟基自由基是紫外线照射下草酸强化煤砷浸出体系中的主要自由基。ATR-FTIR与XPS表征结果进一步证实了浸出液的测定结果。     

臭氧纳米气泡对水中三价砷的氧化效果

砷污染防治技术,将三价砷[As(Ⅲ)]先氧化成五价砷[As(Ⅴ)]是保证治理效果的必要手段。文中为了提高臭氧氧化效果,将臭氧以纳米气泡(NBs)的形式通入水中。在不同As(Ⅲ)初始浓度、不同pH下,NBs系统对As(Ⅲ)氧化率均远远高于臭氧大气泡系统,最高可达96.5%[对应As(Ⅲ)初始浓度为0.2mg/L],比大气泡系统提高了44.47%。NBs系统对As(Ⅲ)的氧化率随初始浓度的增大而有略微提高。溶液初始pH值为3、9时,NBs系统对As(Ⅲ)的最高氧化率达95.1%、94.2%,高于pH值为7时的氧化率;碳酸根离子对臭氧大气泡和NBs系统均具有一定的促进作用,添加了碳酸钠的NBs系统对As(Ⅲ)的氧化率达97.8%,比未添加药剂的系统提高了1.8%。     

一种从硫化砷渣中回收砷的新方法

介绍了采用质量分数30％的双氧水氧化浸出-氯化亚锡还原法处理硫化砷渣以制备单质砷的方法.比较研究了双氧水用量、反应温度、反应时间在氧化浸出试验中对砷浸出率的影响及浓盐酸用量、SnCl2与As摩尔比在还原试验中对砷回收率的影响.结果表明：当固液比为1∶7（固体质量与双氧水体积比）,反应温度为75℃,反应时间为6h时,砷的浸出率达到99.70％;将滤液加热浓缩至As质量浓度约1 450 g/L后,常温下,当浓盐酸与浓缩液体积比为1∶1,SnCl2与As摩尔比为1.2∶1时,反应8h后,砷的回收率达到99.14％.最终产物于105℃烘箱中干燥6h,经检测其单质砷质量分数为98.26％.     

富铁菌液浸出硫化铜精矿中砷的实验初探

以含砷2.5%的硫化铜精矿为原料，采用含Fe浓度较高的细菌驯化后液为浸出剂浸出矿中的As、Cu元素，研究了浸出过程中浸出剂pH值、精矿粒度、初始Fe3+浓度、液固比、温度、时间、细菌生长情况等因素对浸出率的影响. 结果表明，精矿粒度范围50~75 mm、浸出剂的初始Fe3+浓度5.0~30.0 g/L、液固比20:1~30:1、浸出时间10 d左右、体系初始pH值1.5左右、温度30℃时，浸出效果较好，As与Cu2+的最高浸出率分别达到52.16%和30%；通过含菌和纯化学氧化的对比浸出实验，发现细菌的存在改善了浸出效果，提高了浸出率.     

氧化剂对硫化砷渣稳定化固化影响的初步研究

通过氧化剂种类及添加量的对比,探究了氧化剂对硫化砷渣稳定化固化的影响.确定了硫化砷渣稳定化固化的最佳氧化剂及添加量.结果表明:采用30％过氧化氢作为氧化剂对硫化砷渣进行氧化处理,处理效果最好,重金属浸出质量浓度可达到安全填埋《危险废物填埋污染物控制标准》(GB18598-2019)中的要求.在过氧化氢作为氧化剂,添加量...     

低含量砷羟基亚乙基二膦酸的制备

在酸性条件下,用硫化钠作还原剂和沉淀剂,还原-沉淀脱除普通工业品羟基亚乙基二膦酸(HEDPA)中的杂质砷。系统考察了硫化钠加入量、溶液pH、反应温度、反应时间、搅拌速度等因素对脱砷效果的影响,其适宜反应工艺条件为:n(硫化钠)∶n(砷)=4∶1,pH=0.5,反应温度50℃,反应时间2h,搅拌速度90r/min。在该工艺条件下脱砷率达99.3%,可制得高品质低含量砷羟基亚乙基二膦酸(HEDPA),其砷的质量浓度为0.28mg/L,可广泛用作日用化学品添加剂和药物合成的原料。     

改性麦饭石去除饮用水中的砷

饮用水中砷超标会严重危害人的身体健康。该文利用MnO：对麦饭石进行改性,制备了一种高效的吸附剂;同时研究了在不同pH值、接触时间、改性麦饭石的投加量及砷的初始浓度条件下,改性麦饭石对饮用水中As（V）的去除。研究结果表明：在以上不同条件下,改性麦饭石对水中As（V）均有一定的去除效果。当pH值为6、接触时间为60min、改性麦饭石投加量为1000mg／L、水中As（V）的初始浓度为100μg／L时,改性麦饭石对饮用水中的As（V）的去除率为91％,此时水中砷的含量低于国家生活饮用水卫生标准（10μg／L）。     

高砷烟道灰预处理水浸液中锌砷分离

对经热水浸出的高砷烟道灰水浸液进行锌砷分离,基于单独使用Fe2(SO4)3和CaO除砷的实验结果,提出了Fe2(SO4)3-CaO耦合分离锌砷工艺. 结果表明,在溶液pH=2、摩尔比H2O2/As3+ 1.3:1, Fe3+/As5+ 1:1.5, Ca2+/As5+ 1.5:1及反应温度70℃、反应时间1.5 h的条件下,砷脱除率超过80%,锌没有损失,实现了锌砷高效分离.     

焙烧酸浸渣中铜的形态对铜、金浸出率的影响

以某黄金冶炼厂含铜金精矿为研究对象,采用铜化学物相分析及浸出方法研究了焙烧?酸浸?氰化工艺处理含铜金精矿过程中焙烧酸浸渣中铜形态对铜、金浸出率的影响. 结果表明,含铜金精矿焙烧酸浸及氰化浸出时,铜形态对铜、金浸出率有显著影响,当酸浸渣中氰化易溶铜(氧化铜、次生硫化铜)含量大于0.10%时,金浸出率降低. 以原生硫化铜矿为主的含铜金精矿,适当提高焙烧温度、延长焙烧时间、增加初始酸浸酸度可有效降低酸浸渣中氰化易溶铜含量,提高铜浸出率,减弱其对金浸出率的影响.     

氢氧化铁胶体对砷吸附行为的初步研究

研究了pH值、铁与砷的量比和初始砷浓度等因素对用氢氧化铁胶体吸附去除砷的影响,确定了最佳吸附条件。研究结果表明,在初始As(Ⅴ)或As(Ⅲ)浓度为0.1mmol/L条件下,去除As(Ⅴ)的最佳pH值为4～8,去除As(Ⅲ)最佳pH值为6～9;在初始As(Ⅴ)浓度为0.5mmol/L条件下,去除As(Ⅴ)的最佳pH值为5～7,吸附后溶液中砷含量低于0.5mg/L,达到了《污水综合排放标准(GB8978-1996)》中工业废水最高容许排放总砷浓度一级标准。通过等温吸附试验的研究,得出了As(Ⅴ)和As(Ⅲ)的饱和吸附容量分别为0.4971mol/kg和0.3068mol/kg。