臭氧氧化合成臭葱石除砷

用臭氧发生器产生的臭氧氧化模拟酸性含砷废水,在95℃下加热反应7 h合成臭葱石,考察了Fe(II)氧化速率及溶液初始pH值对砷去除率及臭葱石合成的影响. 结果表明,提高Fe(II)氧化速率及增大初始pH值均可促进As沉淀. 初始pH为2.0时通入臭氧,溶液中As的最终去除率可达89.64%,反应所得臭葱石颗粒尺寸较大、结晶良好.     

砷铁水热共沉淀制备大颗粒臭葱石

开展了硫酸体系中砷铁水热共沉淀为大颗粒晶型臭葱石的研究,考察了初始Fe/As摩尔比、初始pH、反应温度、搅拌速度和氧分压等因素对砷铁沉淀率、臭葱石晶型形成及臭葱石粒度的影响. 结果表明,Fe/As摩尔比、初始pH及反应温度降低有利于形成纯净大颗粒臭葱石,臭葱石颗粒粒度与氧分压关系不大. 高搅拌速度有利于形成纯净臭葱石,但不利于大颗粒臭葱石晶体的形成. 在Fe/As摩尔比1.5、初始pH 1.0、反应温度160℃、搅拌速度500 r/min和氧分压0.4 MPa的优化条件下,除砷率高于97%,沉砷渣中砷含量大于30%,平均粒度大于20 ?m.     

制备方法对臭葱石浸出稳定性的影响

采用常压法、水热法和改进常压法,分别在添加和不加晶种的情况下制备臭葱石,对其物相、结晶度、形貌、粒度、比表面积、Fe/As摩尔比、浸出稳定性进行表征,揭示制备方法与臭葱石组成、结构性能及浸出稳定性之间的关系. 结果表明,制备方法对臭葱石组成与结构性能有显著影响,结晶度高、比表面积小和Fe/As摩尔比低的臭葱石浸出稳定性高. 3种方法制备的臭葱石浸出稳定性顺序为：常压法<水热法<改进常压法. 改进常压法在不加晶种条件下制备的臭葱石形貌呈由{111}晶面族包围的角锥状大颗粒晶体,结晶度为84.56%,粒度(D50)为28.2 mm,比表面积为3.72 m2/g,Fe/As摩尔比为1.05;参照HJ/T300方案对其浸出稳定性进行评价,浸出10 d后,浸出液中总砷浓度仅为1.14 mg/L.     

臭葱石固砷法处理含砷废水研究进展

概述了含砷废水目前常用的化学处理方法,指出了传统化学沉淀法的局限性,对臭葱石固砷法处理含砷废水进行了重点阐述。介绍了臭葱石的结构和性质,综述了臭葱石固砷法的研究现状,总结了臭葱石的稳定性研究,并展望了臭葱石固砷法的重要意义。指出臭葱石的稳定性高于无定型砷酸铁,在酸性或中性条件下表现出很低的砷浸出浓度,能稳定存在,满足长期堆存的要求。     

铁氧化菌对含砷溶液中砷沉淀和臭葱石晶体形成的影响

在常压、pH=1.5、铁砷摩尔比1.5、不同温度、臭葱石晶种存在的条件下,考察了嗜酸氧化亚铁硫杆菌(Acidthiobacillus ferrooxidans,At.f)、中度嗜热西伯利亚硫杆菌(Sulfobacillus sibiricu,S.s)和嗜酸热古菌(Metallosphaera Ar,M.A)菌种对溶液中砷沉淀及臭葱石晶体形成的影响.结果表明,在70℃,M.A菌种及臭葱石晶种存在的条件下,溶液中砷去除率达87%,且能形成结晶效果好、粒径大的长斜形臭葱石晶体.     

铜冶炼烟尘酸性浸出液中铜、砷分离行为研究

针对铜烟尘酸性浸出液中砷与有价金属分离的难题,采用加压合成臭葱石的方法,实现Cu和As的高效分离以及将砷以臭葱石的形式进行稳定固化的目的。在加压体系下研究了温度、总压和初始pH值对Cu和As的分离效果以及臭葱石合成的影响。结果表明：提高反应温度,有利于Cu和As的分离及合成晶型良好的臭葱石,温度较低时生成铁矾影响臭葱石合成进而影响Cu、As的分离;初始pH值增大,不利于Cu和As的分离,初始pH值越高,体系中的Fe³⁺越易水解,不利于臭葱石的合成,进而影响Cu和As的分离效率;总压增大,有利于Cu和As分离,不利于臭葱石的稳定固化,氧压过高氧化速率加快,易发生Fe³⁺水热水解反应,臭葱石形貌由双锥状变为团聚状使其稳定性降低。在初始Fe和As物质的量之比1.2、初始pH值0.4、时间2 h、初始铜离子浓度9 g·L^-1、总压0.8 MPa、温度160℃的条件下,As和Cu的沉淀率分别为81.57%与12.27%,Cu、As分离系数为76.88,能够高效分离Cu和As,并获得晶态臭葱石。     

Fe(Ⅱ)和Fe(Ⅲ)混凝-微滤去除废水中As的对比研究

以混凝-微滤工艺处理5mg.L-1的模拟含砷废水,对比了FeSO4和Fe(2SO4)3混凝剂的效果。结果表明:Fe(Ⅱ)比Fe(Ⅲ)有更好的混凝效果,对As(Ⅴ)的混凝-微滤去除率可达到99.21%,并且无论Fe(Ⅱ)还是Fe(Ⅲ),对As(Ⅴ)的去除率均高于As(Ⅲ)。Fe(Ⅱ)和Fe(Ⅲ)水解产物的Zeta电位、红外吸收光谱和X-射线衍射测试分析表明其表面电位和结构基本相同,电中和能力相当。比表面积和粒度分布测试结果显示相对于Fe(Ⅲ),Fe(Ⅱ)水解产物的粒度较小,比表面积较大,说明Fe(Ⅱ)比Fe(Ⅲ)混凝效果好的原因主要是能对砷起到更好的吸附作用。扫描电镜(SEM)图表明铁盐混凝处理As(Ⅴ)所形成的絮体粒度比处理As(Ⅲ)所形成的大,因此,将As(Ⅲ)预氧化为As(Ⅴ)可使混凝除砷絮体更易从水中分离。     

铁-亚硫酸盐配合物体系氧化处理硫酸厂的含砷废水

研究了铁-亚硫酸盐配合物体系处理实际硫酸厂高浓度含砷废水的工艺与影响条件。结果表明,铁-亚硫酸盐配合物在溶解氧参与下反应产生硫酸自由基,氧化废水中的As(III)产生As(V),然后升高pH,导致铁形成氢氧化物沉淀,从而使得砷被絮凝沉淀去除。絮凝-氧化-再絮凝的工艺优于直接氧化-絮凝工艺;在pH=3、n(Fe(III))/n(As)=1/10、n(亚硫酸钠)/n(As)=5、氧化、絮凝时间均为30 min条件下,直接氧化-絮凝工艺总砷去除率可以达到98.5%;絮凝-氧化-再絮凝的工艺As(III)去除率达到99.6%,总砷去除率达到99.9%,处理过后,砷含量由500 mg/L降为2mg/L,很容易通过进一步的吸附处理达到排放标准。     

活性炭负载Fe(III)吸附剂去除饮用水中的As(V)

利用活性炭负载水合铁氧化物制备了复合吸附剂,并用于饮用水中As(V)的去除. 研究了活性炭种类、粒度、溶液pH值、Fe(III)盐浓度和干扰离子等对As(V)去除的影响. 结果表明,煤质活性炭作为基质负载水合铁氧化物比椰壳炭和果壳炭具有更好的除砷效果. 随着炭粒度降低,除砷效率显著增加. 在pH 3~9范围内,活性炭负载水合铁氧化物可有效吸附As(V). F-, Cl-, SO42-的加入对As(V)的去除效率基本无影响,而SiO32-和PO43-则明显抑制As(V)的去除. Langmuir模型比Freundlich模型能更好地描述复合吸附剂对As(V)的吸附平衡. 动力学研究表明,As(V)吸附反应可用二级速率方程描述.     

煤矸石-H2O2体系对水中As(Ⅲ)的氧化及去除

对煤矸石进行预处理后用于模拟砷污染水体的处理,采用批量单因素试验,考察了煤矸石对水中As(III)的去除效果,研究了H2 O2对不同浓度As(III)的氧化效率及煤矸石-H2 O2共存时对水中As(III)去除效果提高的程度及原因.结果表明:相同条件下,煤矸石粒径越小对水中As(III)的去除率越高;对于500μg·L-1的As(III)溶液,煤矸石的投加量为40 g·L-1时可达到50.50％的去除率;pH值对煤矸石去除As(III)的效果影响作用不大;高温有利于反应过程的发生;煤矸石对As(III)吸附符合颗粒内扩散模型和Langmuir吸附等温式模型,吸附速率由膜扩散和颗粒内扩散联合控制,且吸附属于均匀介质表面的单层吸附;H2O2可促使As(III)转化为As(Ⅴ),H2O2浓度越大,氧化效率越好;煤矸石和H2 O2共同作用对As(III)氧化及去除效果的提高主要是由于煤矸石矿物成分中的Fe与H2 O2之间形成的芬顿效应.     

化学沉淀法固化/稳定化除砷研究进展

化学沉淀法利用(亚)砷酸根(AsO33-/AsO43-)与多种金属阳离子形成难溶化合物,进而实现砷的固化/稳定化,在含砷废水除砷及含砷废弃物固化方面被广泛应用.本文简要介绍了国内外在化学沉淀法固化/稳定化除砷技术方面的研究现状,对不同低溶解度砷酸盐,包括砷酸钙(Ca-As盐)、臭葱石(FeAsO4·2H2O)、砷铝石(AlAsO4· 2H2O),及含砷明矾石族矿物(砷黄钾铁矾(KFe3(SO4)2.x(AsO4)x(OH)6)、砷钠明矾石(NaAl3(SO4)2-x(AsO4)x(OH)6)的砷毒性浸出特性进行了对比分析.研究表明:低溶解度的砷酸盐(砷酸钙、臭葱石、砷铝石)的砷浸出浓度均较高,超过5 mg/L,不利于长期堆存.而砷黄钾铁矾和砷钠明矾石固溶体具有溶解度低,固砷效率高等优点,其中砷钠明矾石固溶体具有更好的中长期稳定性,在pH为5～8时,其砷浸出浓度为0.01 ～0.1 mg/L.由此可见,利用砷钠明矾石固溶体固砷有望成为处理含砷废水和含砷废渣的一种潜在手段.     

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,...     

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.     

臭葱石法处理含砷废水

本文以锌冶炼过程的含砷废水为研究对象,研究了溶液初始p H值、温度、反应时间对沉砷过程的影响。实验结果表明,升高温度、提高初始pH值、延长反应时间,均能有效提高沉砷率。在初始Fe/As摩尔比为1.5、初始p H=4、温度90℃、反应时间5h的条件下,溶液的沉砷率和沉铁率分别为91.3%和79.1%,并析出了臭葱石晶体。     

Fe2(SO4)3溶液细菌辅助浸出高砷金精矿

利用摇瓶实验对纯Fe2(SO4)3溶液浸出高砷金精矿进行了研究,考察了温度及Fe3+浓度的影响,并与细菌直接浸矿进行了对比. 同时,在Fe2(SO4)3溶液中加入高密度嗜中温氧化亚铁硫杆菌、嗜中温氧化硫硫杆菌、中度嗜热西伯利亚硫杆菌,考察其对Fe2(SO4)3溶液的辅助浸出作用. 结果表明,Fe3+溶液化学浸出可迅速溶解高砷金精矿,随温度升高,浸出率先升后降,80℃时达最大;浸出前期Fe3+浓度的积累对浸出速率影响不大,初始Fe3+浓度越高As的浸出率越高,但当Fe3+浓度高于40 g/L,由于沉淀严重,浸出率降低;连续浸出情况下,Fe3+浓度可维持恒定,10 g/L的Fe3+可保持较快的矿物浸出速率. 对照实验表明,较高的矿浆浓度对浸矿菌生长繁殖有显著影响. 高密度浸矿菌可维持Fe2(SO4)3溶液中较高的Fe3+浓度并及时消除反应产生的S层的阻碍,有利于Fe2(SO4)3溶液对矿物的浸出.     

改性吸附剂对水中砷的去除效果研究

以海泡石、活性炭、硅胶、活性氧化铝、沸石等吸附剂为载体,分别用CuSO4、Fe(NO3)3、FeCl3、NH4Fe(SO4)2、FeSO4进行改性,以浓度为0.1mg/L的As(III)和As(V)作模拟水样进行除砷实验研究。结果表明:吸附剂对As(V)的去除效果均高于As(III),当对As(V)的去除率达到90%时,各种吸附剂的投加量分别为:海泡石5g/L、活性碳5g/L、自制硅胶7g/L、沸石20g/L。     

用MnO2 氧化废水中As(III)为As(V)的特性

废水中As(III)的减少速率在开始半小时内较快,半小时后速率较慢,慢反应阶段遵循一级反应动力学方程: ln[As(III)]=-kt+c. MnO2对As(III)的氧化能力随pH的升高而呈上升趋势.温度的升高有利于MnO2对As(III)的氧化.在MnO2氧化As(III)过程中,As(III)扩散到MnO2表面或As(V)从表面扩散到溶液中的反应是整个过程的限速反应.     

泡沫镍负载二氧化钛光电协同催化氧化砷

通过化学复合镀的方法制备成催化材料,TiO2粉末与镍磷合金共沉积在泡沫镍表面上,并通过光、电催化的方法将3价砷(As(III))氧化为5价砷(As(V))进行吸附试验。结果表明,As(III)吸附在7 h后达到平衡,As(V)吸附在5 h后达到平衡;As(III)和As(V)的吸附动力学与拟2级动力学特征相一致。在光催化、电催化和光电催化3种氧化As(III)的方法中,光电催化的效果最好;当As(III)的初始质量浓度为1 mg/L时,使用光电催化方法的除砷率能达到80.76%。     

零价铁去除原水中三价砷的影响因素

该文就Fe(0)同步氧化吸附去除原水中的As(Ⅲ)的影响因素进行了研究。研究结果表明,当原水中的As(Ⅲ)的浓度为100μg/L时,在Fe(0)与As(Ⅲ)的质量比为1 000∶1,pH=5.0时,经过240 min接触时间,As(Ⅲ)的去除率达到90%以上,且As(Ⅲ)的去除率随溶解氧浓度的增加而增加。     

改性活性白土负载Fe(Ⅱ)催化臭氧化去除草酸的研究

以Fe(Ⅱ)/改性活性白土为催化剂,考察了臭氧化降解废水中草酸的应用过程。结果表明,直接引入臭氧的草酸去除率约为9%,而使用Fe(Ⅱ)/改性活性白土催化剂则能够达到51%;草酸的去除率随着催化剂用量的增加而呈非线性增加,且在反应温度40℃附近存在最大值;草酸去除率当草酸初始质量浓度≥100 mg/L时差别不大,但随着溶液初始pH的增加而增加。多次使用后催化剂的活性渐趋稳定,约占新鲜催化剂的70%。