铁铝复配型混凝剂去除地下水高As（Ⅴ）试验

为建立完整的高砷地下水处理流程,在生物氧化滤柱实现了As(Ⅲ)至As(Ⅴ)的高效氧化后,进行了复配型混凝剂对As(Ⅴ)去除的最优条件筛选试验.在原水As(Ⅴ)的质量浓度为2.0mg/L的条件下,铁铝复配混凝剂对As(Ⅴ)的去除性能较铁盐、铝盐等单一混凝剂投加量减少50%以上,且复配混凝剂强化了其对砷的吸附、沉淀性能及对絮体的沉淀及网捕卷扫功能,对于出水痕量砷,铝盐对于去除效果的提升作用更为明显,2种混凝剂交叉效应显著;采用5.0 mg/L三氯化铁和3.0~4.0 mg/L聚合硫酸铝2种混凝剂复合投加,除砷效果最好,出水As(Ⅴ)质量浓度稳定小于10.0000μg/L;对复配型混凝剂最优条件的研究表明,在pH为6.00~7.00、浊度大于30.0NTU或小于10.0 NTU时,复配混凝剂除砷效果最高,能稳定达到国家饮用水卫生标准(小于10μg/L).     

纳米二氧化锆对砷(Ⅲ)和砷(Ⅴ)的吸附性质研究

采用溶胶-凝胶法合成了纳米ZrO2,并用透射电镜及比表面积分析仪测定了产品的平均粒径和比表面积.研究了纳米ZrO2对As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的吸附及洗脱条件.在pH值1～10范围内,纳米ZrO2对As(Ⅲ)及As(Ⅴ)的吸附率均大于98%,吸附容量分别为1.4mg/g As(Ⅲ)和1.1 mg/g As(Ⅴ),富集倍数均为100倍,采用0.5 mol/L NaOH可完全洗脱纳米ZrO2所吸附的砷.考察了共存离子对吸附率的影响,结果表明纳米ZrO2对As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的吸附具有较好的选择性.此研究对于含砷废水的处理、痕量砷的分离富集以及砷的形态分析,均有较高的应用价值.     

粉煤灰对砷吸附性能研究

利用粉煤灰除砷,考察碱洗和负载Fe(Ⅲ)氧化物等不同的改性方法对去除As(Ⅴ)效果的影响.结果表明,经碱洗和Fe(Ⅲ)改性的粉煤灰吸附效果(平衡吸附量Qc＞ 35 mg/g)明显强于未经改性的粉煤灰(平衡吸附量Qc＜1 mg/g),在初始砷浓度为1 mg/L,pH值为中性的条件下,投加量为0.5 mg/L,24 h后砷...     

地下水中砷去除机理实验研究

为了研究地下水中砷的去除机理,采用吸附和土柱模拟实验,研究了不同吸附介质、初始浓度和价态等因素对砷去除的影响.吸附实验结果表明,As(Ⅴ)在初始浓度为0.05 mmol/L的条件下,在水铁矿和针铁矿上的平均吸附率分别为35%和14%;As(Ⅴ)在初始浓度为0.01 mmol/L条件下,在水铁矿和针铁矿上的平均吸附率分别为87%和37%;As(Ⅲ)在初始浓度为0.01 mmol/L的条件下,在水铁矿和针铁矿上的平均吸附率分别为73%和39%.土柱模拟实验结果表明,As(Ⅴ)在细砂中的平均吸附率为72%,而在加入氢氧化铁的细砂中平均吸附率为93%;As(Ⅴ)在粗砂中的平均吸附率为80%,在加入氢氧化铁的粗砂中平均吸附率为93%;As(Ⅲ)在细砂和粗砂中的平均吸附率为99.9%.结果表明,砂土中加入Fe3+和OH-后由于产生的氢氧化铁有利于As的吸附,粗砂和细砂对As(Ⅲ)的吸附较强.     

纳米二氧化锆对砷（Ⅲ）和砷（Ⅴ）的吸附性质研究

采用溶胶一凝胶法合成了纳米ZrO2，并用透射电镜及比表面积分析仪测定了产品的平均粒径和比表面积．研究了纳米ZrO2对As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的吸附及洗脱条件．在pH值1～10范围内，纳米ZrO2对As(Ⅲ)及As(Ⅴ)的吸附率均大于98％．吸附容量分别为1．4mg／g As(Ⅲ)和1．1mg／g As(Ⅴ)，富集倍数均为100倍，采用0．5mol／L NaOH可完全洗脱纳米ZrO2所吸附的砷．考察了共存离子对吸附率的影响，结果表明纳米ZrO2对As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的吸附具有较好的选择性．此研究对于含砷废水的处理、痕量砷的分离富集以及砷的形态分析，均有较高的应用价值．     

铁锰基材料对重度砷污染土壤的稳定化处理研究

【目的】研究铁锰材料对重度砷污染土壤稳定化效果。【方法】选择三个重度砷污染土壤(T1、T2、T3),添加铁锰材料,进行30 d的土壤培养试验,研究铁锰材料对土壤的浸出浓度、pH以及土壤砷赋存形态的影响。【结果】添加铁锰材料,供试土壤As浸出浓度下降,稳定化效率逐渐提高,T1、T2、T3稳定化效率均在50%以上,最高可达91.81%。其中T1 1.5%以上处理和T2 2.5%以上处理的土壤As浸出浓度低于1.2 mg/L的控制限值,而T3所有处理的As浸出浓度均高出1.2 mg/L的控制限值。添加铁锰材料,供试土壤pH随试验进行先下降而后趋于稳定,均下降了0.5以上,平均降幅为32.25%、13.70%和11.56%。添加铁锰材料,土壤As的形态呈现F1(非专性吸附态砷)与F2(专性吸附态砷)含量下降,而F3(无定形铁铝氧化物结合态砷)的含量上升趋势。【结论】重度砷污染土壤添加铁锰材料,可以降低土壤pH,降低土壤砷的浸出浓度以及将土壤砷的专性吸附态与非专性吸附态转化为无定形铁铝氧化物结合态。     

原位生成铁基吸附剂的滤柱除砷工艺性能

为研究不添加氧化剂时,滤柱原位生成的铁基吸附剂净化低浓度As(Ⅲ)污染地下水的可行性及长期运行效果,分别从滤柱除砷最佳铁砷比(质量比)、滤速对滤柱除砷效果影响、砷沿程去除规律及机理等方面,系统分析滤柱除砷工艺性能.结果表明:滤柱R1、R2分别在进水As(Ⅲ)质量浓度为50、100μg/L,滤速为5 m/h条件下运行,筛选出的最佳铁盐质量浓度为1.2、2 mg/L,对应最佳铁砷比约为20∶1.以进水As(Ⅲ)质量浓度为50~70μg/L、总Fe质量浓度约为2 mg/L的滤柱R3为研究对象,发现滤速提升过程中As去除条带不断下移,主要集中在上部60 cm滤层,而Fe去除条带并没有发生明显变化,Fe在20 cm和20~80 cm滤层内去除质量浓度均约为1 mg/L;滤速由3 m/h提升至10 m/h过程中,滤柱反冲洗周期出现小幅度缩短但基本维持在72 h以内,滤柱稳定运行的极限滤速为10 m/h.铁盐自催化氧化过程可能生成了利于As(Ⅲ)氧化的中间产物,滤料表面及滤料间形成的r-FeOOH、Fe(OH)_3为砷的吸附去除提供充分吸附位点.     

铁改性锰矿对砷的吸附性能研究

研究了影响铁改性锰矿除砷效果的各种因素,并对改性前后锰矿的吸附等温线进行了研究。结果表明,铁改性的最佳浓度为20g/L。在改性锰矿投加量为0.100 0g、反应温度为20℃、反应时间为60min、pH为3.0的条件下,对质量浓度为200μg/L的含砷水样,改性锰矿对As(Ⅴ)的去除率高达98.34%,而对As(Ⅲ)的去除率只有85.11%。水中Ca2+、Fe3+有增强砷的去除效果的趋势;SiO23-、CO23-和HCO3-能明显降低其去除效果。正交实验表明,SiO23-对改性锰矿除砷效果的影响大于CO23-,反应温度和时间对其影响则较小。改性前后锰矿的吸附等温线表明,在反应温度为20℃、改性锰矿投加量为0.100 0g的条件下,改性锰矿对As(Ⅴ)和As(Ⅲ)的饱和吸附量分别为1.701 5mg/g和2.112 0mg/g,分别比改性前提高了96.77%、87.23%。     

Fe（Ⅲ）改性D401螯合树脂吸附微量砷（Ⅴ）的研究

制备了Fe （Ⅲ） 负载型D401螯合树脂,研究了pH值、吸附时间、进水As（Ⅴ）浓度和SO4^2-/Cl^-共存离子对Fe （Ⅲ） 负载型螯合树脂去除As（Ⅴ）的影响,并进行了动力学研究.实验结果及动力学研究表明, Fe （Ⅲ） 负载型D401螯合树脂可将1 mg/L以下的含砷水降至我国饮用水标准0.05 mg/L 和美国环保局最新饮用水标准0.01 mg/L以下,是一种很有发展前景的去除生活饮用水和工业废水中微量砷的脱除剂.Fe （Ⅲ） 负载型螯合树脂可通过稀盐酸较为方便地再生,再生率可达到94%以上.     

除铁除锰水厂反冲洗泥吸附除砷

除铁除锰水厂生物滤池反冲洗过程产生大量富含铁锰氧化物的污泥,直接排放会对环境造成污染,为此,采用XRD和TEM对预处理后的反冲洗泥进行表征,并通过静态吸附试验研究其吸附除砷特性和相关机制.结果表明:铁锰氧化物反冲洗泥为无定型结构,粒径小且比表面积大.Langmuir等温方程更符合铁锰氧化物反冲洗泥对As(Ⅴ)吸附特性(R~20.99),As(Ⅲ)吸附行为不能由单一模型模拟.25℃时As(Ⅲ)和As(Ⅴ)最大吸附容量分别为36.53和40.37 mg/g,温度越高吸附容量越大.准二级动力学能较好地反映铁锰氧化物反冲洗泥对As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的等温吸附动力学(R~20.99),随着pH升高对As(Ⅴ)的吸附量逐渐降低,As(Ⅲ)吸附量降低、升高再降低.H_2PO_4~-与SiO_3~(2-)能显著抑制砷的吸附,其他离子对吸附过程影响不大.     

复合钛盐混凝剂的制备及其除砷效果的研究

采用简单的水解方法制备了一种新型复合钛铁混凝剂,用于去除饮用水中的砷。考察了pH值、混凝剂投加量、砷初始浓度、水力条件和共存离子等因素对砷去除效果的影响。结果表明,在pH=7,原水砷浓度为0.150mg/L,2#混凝剂投加量为10mg/L时,可使滤后水中砷浓度为8.44μg/L(10μg/L);混凝剂加入量为10mg/L,对较高浓度的As(Ⅲ)仍具有很高的去除率,可使含砷量为0.500mg/L的原水去除率达到89.81%。水力条件对除砷效果的影响不大;混凝除砷的适宜pH为6～8;碳酸根(HCO3-)和磷酸根(H2PO42-)等共存离子对砷的去除有一定的抑制作用。     

As(Ⅲ)离子印迹聚合物的制备及其在水溶液中的吸附行为研究

为进一步提高水中As(Ⅲ)污染物的去除效率,以纳米凹凸棒为载体,丙烯酸为功能单体,KH-560为交联剂,采用表面聚合法优化制备As(Ⅲ)离子印迹聚合物,并探究该材料对于水中As(Ⅲ)的吸附特性.结果表明:在模板离子质量浓度50 mg/L,交联剂用量6 mL,pH=4的情况下,印迹材料的吸附效果最好;该材料对水中As(Ⅲ...     

氢氧化铝对砷(Ⅴ)的吸附作用

研究了初始砷浓度和pH值对氢氧化铝吸附砷(Ⅴ)的影响.结果表明,氢氧化铝对砷的吸附与pH值有关:在弱酸性到弱碱性条件下,氢氧化铝吸附砷的能力最强.在低初砷浓度(0.000 01~0.001 mol/L)和相同pH值条件下,吸附效率随砷浓度的增加而减小.当pH=3、7和12时,吸附等温线都可以用Freundlich公式来进行拟合,相关系数R2>0.99.     

两级混凝沉淀法处理含砷化工废水研究

通过对常用的含砷废水处理工艺比较,确定采用两级混凝沉淀工艺处理硫酸生产过程中产生的含砷废水。运行结果表明,处理后出水中砷为0.3 mg/L,SS为35 mg/L,F为7 mg/L,砷、SS和F的去除率分别达到了95.6%、97.1%和96.8%。出水水质稳定并达到排放标准。     

Fe(III)改性D401螯合树脂吸附微量砷(V)的研究

制备了Fe(III)负载型D401螯合树脂,研究了pH值、吸附时间、进水As(V)浓度和SO24?/C l-共存离子对Fe(III)负载型螯合树脂去除As(V)的影响,并进行了动力学研究.实验结果及动力学研究表明,Fe(III)负载型D401螯合树脂可将1 mg/L以下的含砷水降至我国饮用水标准0.05 mg/L和美国环保     

氧化-混凝-吸附工艺处理酸性含砷废水实验研究

采用次氯酸钠作为三价砷的氧化剂,氯化铁作为混凝剂,PAM作助凝剂,用活性炭吸附的氧化-混凝-吸附工艺处理酸性含砷废水.实验结果表明,处理后砷残余量0.05mg/L,达到了国家规定的排放标准.     

铁改性香菇废弃物优化制备及其对微砷污染水的吸附

为探索微砷污染水体高效廉价的吸附处理方法,以来源丰富、无二次污染的香菇废弃物为原料,对其进行表面改性,根据单因素及响应面优化试验,得到最佳反应条件,通过等温热力学和吸附动力学进行数据拟合分析,对改性及吸附前后的菌粉进行表征.结果表明,对初始质量浓度为200μg/L的As(Ⅲ)污染水体,投加0.2 g经过2 mol/L的FeCl3溶液改性后的香菇废弃物,在pH=8时,去除率达96.85％以上.由响应面优化试验可得,在FeCl3溶液改性浓度为2.51 mol/L,菌粉投加量为0.28 g,pH为8.58时,香菇废弃物对As(Ⅲ)的去除可达到最佳效果,并满足饮用水标准.Langmuir模型和准二级动力学模型能更准确地描述吸附热力学和动力学过程.     

高浓度磷氟砷磷化工废水的处理工艺

对高浓度磷化工废水进行处理,采用一级反应槽［Ca（OH）₂］/一级斜板（PAM）絮凝沉淀和二级反应槽［FeSO₄+Ca（OH）₂］/二级斜板（PAM）絮凝沉淀,并提供了该工艺所需构筑物和设备的选型. 经该工艺处理后的水质指标为:COD≤80 mg/L,ρ（F）（Fluorine）≤15 mg/L, ρ（P）≤20 mg/L,ρ（As）≤0.5 mg/L,ρ（SS）≤50 mg/L,6≤pH≤9,符合《磷肥工业水污染物排放标准》（GB 15580-2011）. 本工艺对磷化工废水的处理具有良好的效果,能有效去除磷氟砷等杂质.     

Fe(Ⅲ)改性D401螯合树脂吸附微量砷(V)的研究

制备了Fe (Ⅲ) 负载型D401螯合树脂,研究了pH值、吸附时间、进水As(V)浓度和SO2―4/Cl-共存离子对Fe (Ⅲ) 负载型螯合树脂去除As(V)的影响,并进行了动力学研究.实验结果及动力学研究表明, Fe (Ⅲ) 负载型D401螯合树脂可将1 mg/L以下的含砷水降至我国饮用水标准0.05 mg/L 和美国环保局最新饮用水标准0.01 mg/L以下,是一种很有发展前景的去除生活饮用水和工业废水中微量砷的脱除剂.Fe (Ⅲ) 负载型螯合树脂可通过稀盐酸较为方便地再生,再生率可达到94%以上.     

高砷铜精矿浸出液制备砷酸铜及热力学研究

高砷铜精矿浸出液中因含砷较高存在砷害问题,砷回收利用具有重要的意义。研究针对某高砷硫化铜精矿除杂后的浸出液,探讨了以砷酸铜形式综合利用砷的热力学及工艺参数。绘制了Cu-As-H2O系电位-pH图,进行了砷酸铜制备工艺过程的热力学分析,对净化后的某高砷硫化铜精矿浸出液,以氨水为中和剂,当pH=5.0~8.0,温度80~90℃时,制得了CuAs2O4、C4H6As6Cu4O16、Cu5As2O10.5H2O、Cu5As4O15.9H2O、Cu2AsO4OH.3H2O及Cu2AsO4OH 6种不同结构的砷酸铜,沉砷后溶液中砷含量为9.11~35.82 mg/L。