聚合硫酸铝铁（共7篇）
聚合硫酸铝铁 篇1
聚合硫酸铝铁(Polymeric Aluminum Ferric Sulfate,简称PAFS或PFAS)又叫聚合硫酸铁铝、复合硫酸铝铁,聚硫酸铝铁,其主要成分为[Al(OH)nSO4]m[Fe2(OH)nSO4]m,是在聚合硫酸铁和聚合硫酸铝的基础上发展起来的,兼具铝盐的净水效果和铁盐的安全无害的优点[1~2],还具有盐基度高、矾花大、絮凝沉降快、用量少、去除率高、应用领域广泛等优点。本文介绍了PAFS的制备原料、方法、原理及应用方面的研究进展。
1 PAFS的制备研究进展
1.1 原料
制备聚合硫酸铝铁主要是利用原料中的铝元素和铁元素,所以,含有一定量的铝元素和铁元素的物质,均可以作为制备PAFS的原料,如采用硫酸亚铁和硫酸铝[3]、高炉渣[4]、硫铁矿烧渣[5]、煤系高岭土[6]、粉煤灰[7]、铝土矿尾矿[8]等原料,经过一定的工艺处理,均能制备出聚合硫酸铝铁。
1.2 制备方法
首先要溶解原料中的铝元素和铁元素,形成硫酸铝、硫酸亚铁或硫酸铁,很多研究者都是先获得硫酸亚铁和硫酸铝,在制备的过程中加入氧化剂如空气[9]、二氧化锰[10]、双氧水、氯酸钠、浓硝酸[11]等,使亚铁离子转化为铁离子,然后再和硫酸铝进行聚合,主要的工艺流程如图1所示。
葛旭升等[12]采用铝渣制备了硫酸铝,用拆解钢制备了硫酸亚铁,再将这二者按硫酸亚铁与硫酸铝的质量比为12~14,硫酸与总铁的物质的量之比为1.30,搅拌至混合均匀后缓慢滴加适量双氧水,控制反应温度为57℃,反应时间为2.5h,在此条件下所得的红色粘稠液体为PAFS,其盐基度可达15.1%~18.9%。在上述反应中,氧化剂双氧水的作用就是将体系中的Fe2+氧化为Fe3+。对于可以直接获得Fe3+的原料,则无需经过氧化步骤,赵冉[13]采用赤铁矿为原料获得了硫酸铁溶液,然后再和由粉煤灰制得的硫酸铝溶液直接聚合,省去了氧化步骤,也制得了PAFS。
1.3 制备原理
由亚铁离子和铝离子混合来制备PAFS,氧化反应的速率较低,常常需要加入催化剂来提高反应的速率。Fe SO4在酸性条件和氧化剂存在的条件下,被氧化为Fe2(SO4)3,Fe2(SO4)3和Al2(SO4)3经水解、聚合,得到红棕色的聚合硫酸铝铁液体产品,常见的反应方程式如下:
最重要的反应是聚合硫酸铝铁的生成,方程式如下:
在制备过程中,水解和聚合反应同时存在于一个体系中,有时还发生氧化反应,这些反应之间相互影响,相互促进[14],最终生成红褐色或红棕色的[Al(OH)nSO4]m[Fe2(OH)nSO4]m,即聚合硫酸铝铁(PAFS)。
2 PAFS的应用研究进展
2.1 混凝除浊
用PAFS溶液处理工业废水,用量少,矾花大,沉降快,浊度和COD去除率高,无毒无害,因而具有良好的经济效益和环境效益。曾凤春等用PAFS处理工业废水,加入0.2m L相同浓度的聚合硫酸铝铁,快速搅拌后以石灰乳调节p H为6~8,静置40min后用吸管吸取上层清液,测定后可知COD去除率为92.2%,浊度去除率为98.7%。邱慧琴等[15]用高岭土和去离子水配制成一定浊度的模拟悬浊液,加入适量混凝剂,搅拌均匀后,于液面下25 mm处虹吸取样,测定水样的浊度,结果显示,浊度由11NTU降低至1NTU左右,浊度去除率大于90%。这是由于聚合硫酸铝铁是铁盐和铝盐的共聚物,在制备过程中,铁盐和铝盐形成了羟基化的高聚合度的无机高分子形态,其凝聚-絮凝机理同时兼有铁盐和铝盐的水解、电中和、吸附架桥、沉淀网捕等特性,因而具有较单一的PFS或PAC混凝剂更为优异的絮凝性能和混凝效果[16]。
2.2 处理印染废水
何卓等[17]利用PAFS处理印染废水,做法是调节废水p H为6,加入10%(体积分数)的自制PAFS,以120r·min-1的转速搅拌3min,静置沉降30min后取上清液测定COD和色度,结果表明,COD去除率达到92.5%,色度去除率达到88%。
2.3 处理焦化废水
兴虹等[18]以某焦化厂的二沉池出水为水样,分别用自制的PAFS和聚合硫酸铁(PFS)为絮凝剂来处理焦化废水,水样中加入的PAFS量和PFS量均为400mg·L-1,结果表明,2种絮凝剂均在p H为5.5左右时,对CODCr的去除效果最好,且PAFS对于焦化废水的处理效果明显好于PFS。
2.4 处理含重金属离子的废水
唐文伟等[19]采用PAFS来处理含Cu2+浓度为150mg·L-1的模拟废水,残余的Cu2+浓度为0.08mg·L-1,达到国家排放标准,他们发现p H对PAFS处理重金属离子的影响最显著,其去除率一般随p H的升高而增大。处理不同的重金属离子时p H不尽相同,Cu2+和Ni2+的p H均为11,其去除率分别可达到99.19%和99.17%。
2.5 处理乳品废水
李亚强等[20]将PAFS用于乳品废水的处理,他们向250m L混合均匀的乳品废水中加入一定体积的PAFS,在电动搅拌器上搅拌均匀后静置沉降30min,测定结果表明,PAFS处理乳品废水的效果优于PAC,适宜的p H为6~9,PAFS投量200mg·L-1时,CODCr去除率为57.5%,SS去除率为93.1%。
3 存在的问题、对策及展望
3.1 需要扩展原料的来源
凡是含有一定量的铁元素和铝元素的原料,均可以考虑用来合成PAFS,这样就扩大了合成原料的范围,比如含铁量和含铝量较多的煤矸石等;还可以考虑分别使用含铝和含铁的2种或2种以上的矿物来合成PAFS,比如用铝土矿来提供铝元素,用炼铁尾矿来提供铁元素,通过调整一定的铁铝比来制备PAFS产品。
3.2 工艺需要进一步优化
现行的工艺多为分别制备出铁盐和铝盐,然后再进行聚合反应,有的在反应中还需加入催化剂,导致成本增加;或加入的催化剂会引入二次污染,如加入Mn O2作为催化剂,且合成步骤较为复杂。可以改进为一步合成法,特别是利用矿物原料时,先进行铝元素和铁元素比例的调整,氧化时采用空气,能降低成本且简化合成工艺。
3.3 需开发新型产品,扩展应用范围
在制备PAFS时,多采用含铁量大而含铝量小的配方,实际上可以根据原料的特点,改进工艺,以尽可能少的额外添加铁元素或铝元素来合成不同铁铝含量的PAFS,并使其性能达到相关要求。还可以根据多数矿物原料富含硅元素的特点,开发含硅的聚合硫酸铝铁硅等多种产品,并扩展其在水处理领域的应用范围。
4 总结
总之,以廉价的矿物及含铝铁元素的工业废弃物合成的PAFS,其性能优于单一的聚合硫酸铁(PFS)和聚合硫酸铝(PAC),大力发展矿物材料合成PAFS,能提高矿物原料的工业附加值,有利于环境保护和经济社会的可持续发展。
聚合硫酸铝铁 篇2
本工作研究了聚合硅酸铝铁絮凝剂对油井压裂废水的处理效果，对于现场应用有一定的指导意义。
1 实验部分
1.1 材料、试剂和仪器
实验水样取自于我国西部某油田油井压裂废水，其水质特征为浊度186.2 NTU, COD 5 236.8mg/L, TDS为7 350.6 mg/L, p H 7.9。
Na2SiO3·5H2O、硫酸(质量分数98%)、Al2 (SO4) 3、Fe2 (SO4) 3、Na2CO3：均为化学纯。PAC：工业品。
DC-506型六联搅拌机：东莞市兴万电子厂;752型紫外-可见分光光度计：上海光谱仪器有限公司;Model ESJ205-4型电子天平：沈阳龙腾电子称量仪器厂;pHS-3C型精密pH计：上海雷磁仪器厂;AF-Z1型电热培养干燥箱：江苏省东台市电器厂;XZ-1A-Z型智能浊度仪：上海海恒机电仪表有限公司。
1.2 实验方法
1.2.1 聚合硅酸铝铁絮凝剂的制备[5,6,7,8,9,10,11,12]
(1)取一定量的Na2SiO3·5H2O加入去离子水溶解，用硫酸调节pH，在不同活化温度下搅拌一定时间使其活化，得到聚硅酸溶液。
(2)在聚硅酸溶液中分别加入一定浓度的Al2 (SO4) 3溶液和Fe2 (SO4) 3溶液，搅拌均匀，形成聚合硅酸铝铁溶液(n (Al)∶n (Fe)∶n (Si)=5∶2∶1)，然后加入一定量的Na2CO3调节其碱化度为2.0。
1.2.2 油井压裂废水絮凝处理实验[13]
取250 mL的油井压裂废水，以Na2CO3调节pH后，加入聚合硅酸铝铁溶液，在200 r/min的转速下快速搅拌2 min，接着在50 r/min的转速下慢速搅拌5 min，静置沉降30 min，取清液测定其水质指标。
1.3 分析方法
采用快速消解法测定COD[14]109-110;采用重量法测定TDS[14]210-213。
2 结果与讨论
2.1 聚合硅酸铝铁絮凝剂制备工艺参数的优化
2.1.1 聚硅酸活化p H对废水浊度去除率的影响
当活化温度为25℃、活化时间为1.5 h时，聚硅酸活化pH对废水浊度去除率的影响见图1。由图1可见：随着聚硅酸活化pH的增加，浊度去除率减小;低pH条件下制备的活性硅酸具有较好的絮凝效果，当聚硅酸活化pH为1～2时，浊度去除率达到85%左右。因此聚硅酸活化p H应为1～2。
2.1.2 活化温度对废水浊度去除率的影响
当聚硅酸活化pH为1～2、活化时间为1.5 h时，活化温度对废水浊度去除率的影响见图2。由图2可见，随着活化温度的升高，浊度去除率先增加，到一定程度后开始减小。这是由于聚硅酸胶凝速率随着温度的升高而加快，当温度较低时，胶凝速率非常缓慢，可使其保持良好的絮凝能力;而当温度升高到一定程度，聚硅酸的胶凝速率迅速加快，稳定性急剧变差，从而导致其絮凝能力也变差。当活化温度为25～30℃时，浊度去除率可以达到90%，因此优选聚硅酸的活化温度为25～30℃。
2.1.3 活化时间对废水浊度去除率的影响
当聚硅酸活化pH为1、活化温度为25～30℃时，活化时间对废水浊度去除率的影响见图3。
由图3可见，随着活化时间的延长，浊度去除率先增大后减小。这是由于随着活化时间的延长，聚硅酸发生胶凝，稳定性降低，从而导致其絮凝能力的下降。当活化时间为2.0 h时，浊度去除率可达到93%，因此聚硅酸的活化时间优选为2.0 h。
2.2 废水初始pH对浊度及COD去除效果的影响
无机絮凝剂在水解形成氢氧化物的过程中会产生氢离子，因此废水的pH将有所下降，尤其在由于水质较差而加入絮凝剂较多时更为明显，从而导致絮凝效果的下降。因此，废水pH对絮凝效果也存在着较大的影响[13]。
当聚合硅酸铝铁絮凝剂加入量为1 500 mg/L时，废水初始pH对浊度及COD去除效果的影响见图4。由图4可见，废水初始pH为8～9时，浊度及COD的去除率均达到最大，浊度的去除率为97%，COD的去除率为53%。这是由于铝离子和铁离子在此pH范围内生成稳定的沉淀物，可吸附烃类物质及高分子有机物;而随着pH升高，铝离子和铁离子又会重新生成络合物而溶解，导致浊度和COD去除效果变差。pH太低则不能使离子完全沉淀，不能有效地降低COD和浊度，因此废水初始p H应调节至8～9。
●浊度;■COD
2.3 聚合硅酸铝铁与聚合氯化铝铁絮凝剂对油井压裂废水的处理效果比较
2.3.1 对废水浊度和COD的去除效果比较
当废水初始p H为8～9时，两种絮凝剂对废水浊度去除率的比较见图5。由图5可见：随着两种絮凝剂加入量的增加，浊度去除率呈现先增加后减小的趋势;当絮凝剂加入量小于500 mg/L时，两者处理效果相近;当絮凝剂加入量大于500 mg/L时，聚合硅酸铝铁处理效果明显好于聚合氯化铝铁;当絮凝剂加入量达到1 500 mg/L时，两种絮凝剂的絮凝效果均达到最佳，聚合硅酸铝铁对浊度的去除率为97%，聚合氯化铝铁对浊度的去除率为88%;继续增加絮凝剂加入量，絮凝效果开始变差。
●聚合氯化铝铁;■聚合硅酸铝铁
当废水初始p H为8～9，两种絮凝剂对废水COD去除率的比较见图6。由图6可见：随着絮凝剂加入量的增加，COD的去除率不断升高;当絮凝剂加入量为1 500 mg/L时，两种絮凝剂对COD的去除效果最好，聚合硅酸铝铁对COD的去除率为58%，聚合氯化铝铁为44%。
当絮凝剂加入量大于1 500 mg/L时，COD的去除率和浊度去除率开始呈现出降低的趋势。这是因为絮凝剂加入量少时，絮凝不充分，而絮凝剂加入量大时，胶粒吸附了过多的反离子，使原来带的电荷发生了反转，即发生再稳现象及带电电荷变号，颗粒又重新处于稳定分散状态，致使浊度和COD去除率均下降。
●聚合氯化铝铁;■聚合硅酸铝铁
2.3.2 处理后废水的TDS比较
目前废水处理领域普遍使用的无机絮凝剂主要为氯盐或硫酸盐类，在水解产生氢氧化物沉淀的同时也带来了大量的无机阴离子，因此处理后废水的TDS并无显著减少，有时甚至有所增加，这为后期的废水再利用带来了不利影响。而除Na+、K+、NH4+外大部分硅酸盐均为难溶化合物。若水中存在硅酸根，则遇大部分高价金属阳离子均产生沉淀。因此聚硅酸盐类絮凝剂具有软化水质、不增加处理后水中TDS的优势。
当废水初始pH为8～9时，两种絮凝剂对处理后废水TDS的影响见图7。由图7可见，聚合硅酸铝铁做为絮凝剂处理废水时，由于在pH为8～9的溶液中，硅酸盐阴离子已形成硅酸并脱水为SiO2，对废水TDS影响较小，因此处理后废水的TDS较低。当聚合硅酸铝铁加入量达到1 500 mg/L，处理后水的TDS最低。而聚合氯化铝铁由于含大量氯离子，导致处理后废水中引入大量无机盐，使得TDS随絮凝剂加入量增加而上升。
●聚合氯化铝铁;■聚合硅酸铝铁
3 结论
a)制备了聚合硅酸铝铁絮凝剂，并用于处理制备油井压裂废水。制备聚合硅酸铝铁絮凝剂的优化实验条件为：聚硅酸活化pH 1～2，活化温度25～30℃，活化时间2.0 h。在此条件下制备的n (Al)∶n (Fe)∶n (Si)=5∶2∶1、碱化度为2.0的聚合硅酸铝铁絮凝剂对油井压裂废水具有良好的处理效果。
b)聚合硅酸铝铁絮凝剂处理油井压裂废水的最佳废水初始pH为8～9，在此范围内，废水浊度和COD的去除率分别可达到97%和58%。
c)与聚合氯化铝铁絮凝剂相比，聚合硅酸铝铁絮凝剂有着更佳的处理效果，并且处理后废水的TDS较低。
摘要：制备了聚合硅酸铝铁絮凝剂, 并用于处理油井压裂废水。制备聚合硅酸铝铁絮凝剂的优化实验条件为:聚硅酸活化pH 12, 活化温度2530℃, 活化时间2.0 h。在此条件下制备的聚合硅酸铝铁絮凝剂对油井压裂废水浊度和COD的去除率分别可达到97%和58%。与聚合氯化铝铁絮凝剂相比, 聚合硅酸铝铁絮凝剂在浊度及COD去除方面有着更佳的处理效果, 并且处理后废水的总溶解性固体含量较低。
聚合硫酸铝铁 篇3
本工作将农药三唑醇生产过程中产生的含铝酸性农药废水(农药废水)通过合理的处理方法转变为PAS液体混凝剂,回用到厂区的污水处理过程中,既解决了高浓高盐废水的处置问题,又节约了处理成本,同时达到了资源回收利用的目的。
1 实验部分
1.1 材料、试剂和仪器
农药废水来自江苏某农药公司生产车间,废水水质:p H 0.8,COD 75 423 mg/L,铝含量6%(以w(Al2O3)计)。废水中主要有机污染物为丙酮和异丙醇。
厂区污水站好氧池出水,水质:p H 6~9,COD 260 mg/L,SS 80 mg/L。
氢氧化钙、乙酸钠、乙酸、氯化锌、硝酸、氨水、百里酚蓝、乙二胺四乙酸钠(EDTA)、二甲酚橙、盐酸、氟化钾、氢氧化钠、酚酞、乙醇:均为分析纯。
PHS-25型p H计:上海虹益仪器仪表有限公司;JJ-1型精密增力电动搅拌器:常州博远实验分析仪器厂;DW-500型调温电热器:南通利豪实验仪器有限公司;HH-601型超级恒温水浴:金坛荣华仪器制造有限公司;SHB-Ⅲ型循环水式多用真空泵:郑州长城科工贸有限公司。
1.2 实验方法
1.2.1 PAS的合成
将农药废水在常温常压条件下蒸馏,待浓缩至COD 800 mg/L左右停止蒸馏,蒸馏的目的是去除废水中的低沸点有机物。将浓缩后的农药废水置于装有温度计和搅拌装置的三口烧瓶中,水浴恒温。称取一定量的碱化剂(氢氧化钙)加水搅拌30min,逐滴加入三口烧瓶,在恒温条件下低速(80 r/min)搅拌聚合反应一定时间。反应结束后停止搅拌,继续在恒温条件下熟化一定时间。过滤,滤液即PAS液体混凝剂。实验期间要合理控制水量,以保证聚合反应中不析出硫酸铝,同时保证合成的PAS品质符合GB 15892—2003《水处理剂聚合氯化铝》中的相关指标[9]。
1.2.2 混凝实验
取厂区污水站好氧池出水100 m L,常温下加入一定量上述合成的PAS液体混凝剂,快速搅拌30 s,慢速搅拌30 s,静置,观察其混凝沉降效果,同时测定水样的COD和SS。
1.3 分析方法
参照GB 11914—1989《水质化学需氧量的测定重铬酸盐法》[10]测定COD;参照GB/T 11901—1989《水质悬浮物的测定重量法》[11]测定SS;参照GB 6920—1986《水质p H值的测定玻璃电极法》[12]测定p H;参照GB 15892—2003《水处理剂聚合氯化铝》[9]测定w(Al2O3)及盐基度。
2 结果与讨论
2.1 碱化剂用量对PAS性能的影响
盐基度是无机高分子混凝剂的一个重要质量指标,也是影响其混凝性能的重要因素,因此,PAS盐基度的高低,直接影响到其水处理混凝效果[13]。在聚合温度为80 ℃、聚合时间为60 min、PAS加入量为2.0 m L/L、混凝原水p H为10.0的条件下,碱化剂用量对PAS性能的影响见表1。由表1可见,不同n(碱化剂)∶n(硫酸铝)条件下合成的PAS溶液确有一定的盐基度,但是碱化剂超过一定量后盐基度就下降。这主要是由于PAS中的有效成份是Al3+到Al(OH)3(固)之间的一系列准稳态物质,一般为2~13个Al3+的多铝多羟基配离子。在硫酸铝和碱化剂的反应体系中,加入碱化剂的量越多,增加的OH-就越多,就愈有利于多铝多羟基配离子的生成,因此PAS溶液盐基度和混凝效果均提高。当碱化剂的用量超过一定值后,溶液中的多铝多羟基配离子就变成了Al(OH)3溶胶,导致PAS有效成分减少,进而使盐基度和混凝效果下降[14]。另外,随着碱化剂用量的增加,最终合成的PAS液体混凝剂的p H也有所增加,在n(碱化剂)∶n(硫酸铝)为2.1∶1时,COD和SS的去除率分别达到了最大值(16%和83.8%)。所以本实验条件下,n(碱化剂)∶n(硫酸铝)的最佳值为2.1∶1。
2.2 聚合温度对PAS性能的影响
聚合温度也是PAS盐基度的影响因素之一,在n(碱化剂)∶n(硫酸铝)为2.1∶1、聚合时间为60min的条件下,聚合温度对PAS盐基度的影响见图1。由图1可见,在50~80 ℃范围内,PAS的盐基度随着聚合温度的升高而增大,而当聚合温度高于80℃时,PAS的盐基度开始有所下降,说明温度过高不利于多铝多羟基配离子的生成,也可能聚合硫酸铝的聚合稳定度有一定的适宜温度范围。所以综合考虑,聚合温度确定为80 ℃。
2.3 聚合时间对PAS性能的影响
在n(碱化剂)∶n(硫酸铝)为2.1∶1、聚合温度为80 ℃的条件下,聚合时间对PAS盐基度的影响见图2。由图2可见,聚合时间对于PAS盐基度有一定的影响,但在60~80 min的聚合时间内合成的PAS的盐基度随聚合时间的变化幅度不是很大。所以考虑企业能耗及方法适用性,确定聚合时间为60 min。
2.4 PAS加入量对混凝效果的影响
在n(碱化剂)∶n(硫酸铝)为2.1∶1、聚合温度为80 ℃,聚合时间为60 min、混凝原水p H为10.0的条件下,PAS加入量对混凝效果的影响见图3。由图3可见,PAS加入量为0.5~2.0 m L/L时,混凝水样的COD和SS的去除率均随着PAS加入量的增加而增加,而PAS加入量为2.5 m L/L时,混凝水样的COD和SS的去除率开始有所下降,出水较为浑浊,同时其沉降时间也变长。原因主要是当混凝剂加入量过大时,大量的PAS离子完全覆盖在胶体颗粒带负电荷的表面,PAS形成的吸附层对内呈电中和,对外却带正电荷,胶体微粒Zeta电位发生逆转形成正值,此时胶体微粒之间难以碰撞凝聚[15],因此,PAS的加入量不宜过大。本实验条件下,PAS加入量为2.0 m L/L。
2.5 混凝p H对混凝效果的影响
p H直接影响废水中胶体颗粒界面的Zeta电位。按照胶体化学的基本理论,只有当废水p H达到某一数值范围时,Zeta电位才能导致胶体最终脱稳、聚沉,所以p H对混凝有较大影响[16]。在n(碱化剂)∶n(硫酸铝)为2.1∶1、聚合温度为80 ℃,聚合时间为60 min、PAS加入量为2.0 m L/L的条件下,混凝p H对混凝效果的影响见图4。由图4可见,在p H为6~10的范围内,混凝经PAS液体混凝剂处理后出水COD和SS均有一定程度的下降,且随着混凝p H的增大而减小。混凝p H为6.4时,COD和SS的去除率分别仅为3.5%和8.5%,出水相比原水并没有明显的除浊现象;而当混凝p H为10.0时,COD和SS的去除率则分别达到14.6%和83.0%,出水较为清澈,混凝效果显著。
2.6 自制PAS液体混凝剂与商售混凝剂的对比
在上述优化的制备条件下,制得的PAS液体混凝剂产品的性能指标见表2。由表2 可见,所得PAS液体混凝剂产品的w(Al2O3)为7.8%~9.0%,盐基度为45%~60%,p H为3.5~4.0。
在上述相同的混凝条件下,将自制PAS液体混凝剂与企业常用混凝剂PAC进行废水处理效果比较(药剂加入量相同,以w(Al2O3)计),商售PAC与自制PAS的混凝效果对比见表3。由表3可见,两种混凝剂处理后的废水COD去除率相近,仅相差1.1百分点;而自制PAS混凝剂对SS的去除率高于商售PAC 10.9百分点。可见,在相同药剂加入量时,自制PAS混凝剂的除浊效果明显高于商售PAC。
2.7 经济效益分析
PAS的合成可利用三唑醇生产车间现有反应釜及冷凝器进行,无需新增设备;加热方式为夹套蒸汽。含铝酸性农药废水产生量为4.8 t/d,可合成3.6 t/d PAS液体混凝剂,产量为0.75 t/t(以废水计)。期间产生含水率约为70%的Ca SO4滤渣,烘干后作为副产品。PAS液体混凝剂的生产成本见表4。所产PAS液体混凝剂按照2.0 m L/L的加入量,可回用于厂区的污水处理过程,处理量为1 800 t/d,可节约商售PAC的消耗费用约6 480元/d(以固体PAC加入量200 mg/L计),即日节约成本5 922元。
注:“消耗量”和“成本”以单位质量废水计;“单价”以单位质量物料计。
3 结论
a)含铝废酸性农药废水可以通过蒸馏浓缩—聚合—熟化的方式制备PAS液体混凝剂,最佳的聚合条件为:n(碱化剂)∶n(硫酸铝)为2.1∶1、聚合温度80 ℃、聚合时间60 min。PAS液体混凝剂产品的所得PAS液体混凝剂产品的w(Al2O3)为7.8%~9.0%,盐基度为45%~60%,p H为3.5~4.0,产量为0.75 t/t。
b)将制备的PAS液体混凝剂应用到厂区污水站好氧池出水时,在PAS加入量为2.0 m L/L、混凝p H为10.0时,COD和SS的去除率则分别达到14.6%和83.0%,其沉降性能好,显示了良好的混凝效果。
聚合硫酸铁的制备工艺改进 篇4
关键词：硫酸亚铁,聚合硫酸铁,制备,质量指标
聚合硫酸铁 (PFS) 又称羟基硫酸铁或碱式硫酸铁, 简称“聚铁”。其分子通式为[Fe2 (OH) n (SO4) 3-n/2]m, 是一种新型的无机高分子絮凝剂。作为高效絮凝剂的聚合硫酸铁对水中的重金属离子、COD、色度等去除效果良好, 因此广泛应用于工业用水、工业废水、城市污水和饮用水的净化处理。采用H2O2作催化剂制备聚合硫酸铁可分为以下三个过程。
1) 氧化反应2Fe SO4+H2O2+H2SO4=Fe (SO4) 3+2H2O
2) 水解反应Fe2 (SO4) 3+nH2O=[Fe2 (OH) n (SO4) 3-2n]+n/2H2SO4
3) 聚合反应m[Fe2 (OH) n (SO4) 3-n/2]→[Fe2 (OH) n (SO4) 3-n/2]m
1 实验部分
1.1 产品的制备
1) 按照以下实验装置图安装好各仪器。
1—电动搅拌器;2—分液漏斗;3—三口烧瓶;4—数显水浴锅。
2) 把数显水浴锅的温度调到设定值, 再使水浴锅开始加热。当水浴锅温度上升到设定值且稳定时, 向三口烧瓶中加入设定量的硫酸亚铁、硫酸和蒸馏水。
3) 向分液漏斗中加入设定量的过氧化氢。打开电动搅拌器开关, 使其按一定转速转动。
4) 打开分液漏斗阀门, 调节流速, 使过氧化氢慢慢加入三口烧瓶中。
5) 在设定时间内进行反应即可得到产品聚合硫酸铁。
1.2 产品各项指标的测定
1.2.1 全铁含量的测定
称取0.2000~0.3000g产品试样。置于250m L的锥形瓶中, 加入10 m L硫酸溶液、1m L钨酸钠指示剂和10 m L盐酸溶液。在不断的摇动下逐滴加入三氯化钛溶液, 当溶液刚好出现蓝色时停止滴加。然后用蒸馏水冲洗锥形瓶的内壁, 并稀释至约150m L。再向锥形瓶中滴加2滴硫酸铜溶液, 并充分摇动, 直至溶液的蓝色消失。接着加入2滴二苯胺磺酸钠指示剂和10 m L磷酸溶液, 立即用重铬酸钾标准滴定溶液 (0.1000mol·L-1) 进行滴定, 当溶液变为紫色时 (30s不褪色) 即为终点。
全铁含量的计算公式:
式中:w1—产品试样的全铁含量;
V1—滴定时所用重铬酸钾标准滴定溶液的体积, m L;
C1—重铬酸钾标准滴定溶液的摩尔浓度, mol·L-1;
M—铁的摩尔质量 (M=55.85 g·m ol-1) ;
m1—所取产品试样的质量, g。
1.2.2 还原性物质 (以Fe 2+计) 含量的测定
称取约5.000g试样, 置于250m L的锥形瓶中, 加入150 m L蒸馏水、4m L磷酸和4m L硫酸, 然后摇匀。接着用高锰酸钾标准滴定溶液 (0.0102 mol·L-1) 进行滴定, 当溶液出现微红色时 (30 s不褪色) 即为终点, 同时做空白试验。
还原性物质 (以Fe2+计) 含量的计算公式:
式中:w2—产品试样的还原性物质 (以Fe2+计) 含量;
V2—滴定过程中所消耗高锰酸钾标准滴定溶液的体积, m L;
V02—空白实验滴定过程中所消耗高锰酸钾标准滴定溶液的体积, m L;
C2—高锰酸钾标准滴定溶液的摩尔浓度, mol·L-1;
M—铁的摩尔质量 (M=55.85 g·m ol-1) ;
m2—所取产品试样的质量, g。
1.2.3 盐基度的测定
称取1.2000~1.3000g产品试样, 置于250m L的锥形甁中。接着用移液管向锥形甁中加入25 m L盐酸标准溶液 (0.1001 mol·L-1) , 再加入20m L煮沸后的蒸馏水, 充分摇匀, 盖上表面皿。在室温条件下放置10分钟, 再加入10m L氟化钾溶液, 充分摇匀。滴加5滴酚酞指示剂后, 立即用氢氧化钠标准滴定溶液 (0.1002 mol·L-1) 进行滴定, 当溶液出现淡红色时 (30s不褪色) 即为终点。同时做空白试验 (用煮沸后冷却的蒸馏水代替试样) 。
盐基度的计算公式:
式中:w3—产品试样的盐基度;
V03—空白实验滴定过程中所消耗氢氧化钠标准滴定溶液的体积, m L;
V3—滴定过程中所消耗氢氧化钠标准滴定溶液的体积, m L;
C3—氢氧化钠标准滴定溶液的摩尔浓度, mol·L-1;
M3—1/3铁的摩尔质量 (M3=1/3M=18.62 g·m ol-1) ;
m3—所取产品试样的质量, g;
w1—产品试样的全铁含量;
w2—产品试样的还原性物质含量。
1.2.4 不溶性物质质量分数的测定
称取约20.0000 g试样置于干燥洁净的称量瓶中, 然后移入250m L的烧杯中。用蒸馏水分次洗涤称量瓶, 并把洗液倒进盛试样的烧杯中, 加水至约100 m L, 然后搅拌均匀。用已于105~110℃温度下干燥至恒重的滤纸在漏斗中过滤, 然后用蒸馏水洗涤残渣直至滤液中不含有氯离子 (选用硝酸银溶液检查氯离子的存在) 。最后把滤纸放入电热恒温鼓风干燥箱内, 于105~110℃下干燥至恒重, 并用电子天平称出其质量。
不溶性物质质量分数的计算公式:
式中:w4—产品试样的不溶性物质质量分数;
m41—过滤后干燥至恒重的滤纸 (含残渣不溶物) 的质量, g;
m40—过滤前干燥至恒重的滤纸的质量, g;
m4—产品试样的质量, g。
1.2.5 pH值的测定
称取1.0000g试样置于干燥洁净的称量瓶中, 用少许蒸馏水溶解后, 全部转移至100m L的容量瓶中稀释至刻度。再将容量瓶中试样溶液倒入烧杯中, 并用玻璃棒搅拌均匀。将校准后的电极浸入被测溶液, 待读数稳定后, 记下该溶液的pH值。
1.2.6 密度的测定
把试样注入干燥、清洁的量筒内 (不得有气泡) , 然后把量筒放在 (20士1) ℃的数显水浴锅中。待温度恒定后, 把密度计慢慢地放入试样中。当密度计在试样中稳定后, 读出此时密度计的读数, 这就是20℃时试样的密度。
2 结果与讨论
本论文采用过氧化氢作为氧化剂来制备聚合硫酸铁, 考察了硫酸用量、过氧化氢用量和反应温度这三个反应条件对产品各项质量指标的影响。结果表明, 当硫酸与硫酸亚铁的摩尔比在0.31~0.41之间, 过氧化氢与硫酸亚铁的摩尔比为2∶1, 反应温度控制在20~35℃之间, 制备所得的聚合硫酸铁的各项质量指标均符合国家标准。
参考文献
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[3]周锦, 柳亚军, 郭薇薇.新型聚合硫酸铁的制备[J].甘肃科技, 2006.
聚合硫酸铁去除水中氟的试验研究 篇5
氟是人体必需的微量元素之一, 饮水中适量的氟 (0.5～1.0 mg/L) 是维持骨骼和牙齿发育必不可少的[1]。然而, 长期饮用含氟量高于1.5 mg/L的高氟水会对人体有负面影响[2]。饮用水型地方性氟中毒在我国除了上海和海南以外的其他省、市、自治区 (香港和澳门除外) 均有不同程度的发生, 是我国分布最广的地方病, 其分布与高氟水的分布是一致的。目前, 全国约有7 700万人仍在饮用高氟水, 主要分布在西北、东北等的边远地区和农村地区, 其中饮用水氟含量最高可达18.8 mg/L[3]。根据国务院批准的《全国农村饮用水安全工程“十一五”规划》, 在“十一五”期间, 全国要重点解决1.6亿农村人口饮用高氟、高砷、苦咸、污染及微生物病害的饮用水安全问题, 以及部分地区的严重缺水问题[4]。因此, 研究高氟饮用水除氟方法具有重要意义。
聚合硫酸铁 (PFS) 是一种新型无机高分子絮凝净水剂, 有极强的混凝能力, 沉淀速度快, 适用pH范围广, 腐蚀性小, 净水效果好;同时投药量少, 费用低, 处理后水质优良, 无毒, 不产生铝污染, 故具有良好的发展前景[5,6]。
本文选用聚合硫酸铁作为净水剂, 对高氟水进行除氟试验, 研究聚合硫酸铁除氟的作用特征, 探讨了pH值、聚合硫酸铁投加量、氟离子初始浓度对除氟效果的影响。
1 材料和方法
1.1 试验药品
氟化钠 (NaF) (分析纯) , 氢氧化钠 (NaOH) (分析纯) , 盐酸 (HCl) (优级纯) , 去离子水, 聚合硫酸铁 ([Fe2 (OH) n (SO4) 3-n/2]m) 。
1.2 仪器设备
DX-120阴离子色谱仪 (美国DIONEX戴安公司) , HY-4调速多用振荡仪, PHS-3C型酸度计, 电子天平, 电热鼓风干燥箱, 0.45μm孔径的滤膜, 注射器。
1.3 试验方法
试验用高氟水由氟化钠和去离子水配置而成。
用500 mg/L氟离子标准液配制不同浓度的氟离子溶液, 在溶液中加入一定量的聚合硫酸铁, 调节溶液pH值后移入带盖塑料瓶中, 中速振荡30 min, 静置2 h后取上清液用0.45 μm孔径的滤膜过滤, 稀释适当倍数, 用DX-120阴离子色谱仪进行检测, 得出溶液中氟离子残余浓度, 并计算除氟率, 分析试验结果。
2 结果与分析
2.1 pH值对除氟效果的影响
按氟离子初始浓度Co=10 mg/L和Co=20 mg/L配制两组各10个样品, 按照2 g/L的量投加聚合硫酸铁, 每组样品分别调节pH值为:4.0, 5.0, 5.5, 6.0, 6.5, 7.0, 7.5, 8.0, 9.0, 10.0。将两组样品中速振荡30 min, 静置2 h, 上清液用0.45 μm孔径的滤膜过滤, 检测氟离子残余含量Ce, 计算氟离子去除率η, 结果如图1所示。
由以上结果可知, pH值对于聚合硫酸铁的除氟效果的影响很大, 从处理后氟离子的除氟率来说, 最佳的pH值范围为5.5～6.5, 在此范围内除氟的效果变化不大, 其中以pH=6时除氟的效果最好。在此范围之外, 不管pH值是降低还是升高, 氟的去除率都会降低。
当pH值偏低时, 聚合硫酸铁难以进行水解-络合-沉淀反应, 絮凝反应不完全, 絮体不明显, 絮体较少, 且呈胶状而难以沉淀, 这样就降低了在絮体形成过程中卷扫水中的氟离子的量和絮体形成后对氟离子的物理吸附、化学吸附和交换吸附量, 从而导致氟的去除率降低。此外, pH值较低时, 水中氟离子含量减少, 而以HF形式存在, 由于HF不带电, 因而不能通过静电引力被絮凝胶体所吸附, 也使得氟的去除率有所降低。
随着pH值得升高, 水解-聚合反应逐渐完全, 絮体逐渐增多, 水中高凝聚力的高正价多核络合离子如[Fe (H2O) 6]3+、[Fe2 (H2O) 8 (OH) 2]4+、[Fe3 (H2O) 5 (OH) 4]5+逐渐增多, 这些带高价正电荷的多核络合离子对氟离子有强烈的吸引力, 在吸引氟离子的同时, 正离子本身电荷被中和, 进一步结合成大的絮团, 从而达到除氟的效果。由于絮体的增多, 这些絮体有较大的比表面积, 对氟离子有较大的吸附作用, 同时达到除氟的目的。
但当pH值偏高时, 可以看出去除率急剧降低, 这是由于随着pH值得进一步升高, 水中的高凝聚力的高正价和多核络合离子如[Fe (H2O) 6]3+、[Fe2 (H2O) 8 (OH) 2]4+、[Fe3 (H2O) 5 (OH) 4]5+的量则相应减少, 而最终形成Fe (OH) 3沉淀, 从而减少了对氟离子的静电吸引以及产生的吸附、架桥交联等作用。而且随着pH值的增大, 絮体表面积减小, 絮体表面的正电荷减少, 絮体对于氟离子的吸附减少。同时溶液中的OH-浓度增大, 与氟离子发生竞争吸附, 也会造成氟的吸附减少, 去除率降低。
2.2 聚合硫酸铁投加量对除氟效果的影响
按氟离子初始浓度Co=10 mg/L和Co=20 mg/L配制两组各10个样品, 每组样品聚合硫酸铁的投加量分别为:0.5, 1.0, 1.5, 2.0, 2.5, 3.0, 3.5, 4.0, 4.5, 5.0 g/L, pH值都调至6, 将两组样品中速振荡30 min, 静置2 h, 上清液用0.45 μm孔径的滤膜过滤, 检测氟含量Ce, 计算氟离子去除率η, 结果如图2所示。
由以上结果可以看出, 当氟离子初始浓度Co一定时, 聚合硫酸铁的投加量增加, 处理后氟离子残余浓度Ce降低, 除氟率η升高, 但是单位聚合硫酸铁除氟量减小。当聚铁的投加量较小时, 投加量增大, 除氟率η急剧增大, 但随着投加量的增大, 除氟率η的增大速率在逐渐减小。
当氟离子初始浓度Co=10.0 mg/L时, 当投加量达到3 g/L后, 去除率就变化不大, 这时为较适宜的投加量。即使增大投加量, 对于除氟的贡献也不大。而当Co=20.0 mg/L时, 投加量达到2 g/L时, 去除率的的增长速度就突然减小, 虽然随投加量的增大, 去除率有所增加, 但变化不大。
2.3 絮体吸附与絮凝沉淀对比
配置4组样品。两组样品为絮体吸附试验样品, 每组样品氟离子初始浓度Co分别为5.0、10.0、15.0、20.0 mg/L, 并投加预先制备的聚合硫酸铁絮体, 两组投放量分别为相当于1.0 g/L和2.0 g/L的聚合硫酸铁。两组样品为絮凝沉淀试验样品, 每组样品氟离子初始浓度Co分别为5.0、10.0、15.0、20.0 mg/L, 两组样品各按1.0 g/L和2.0 g/L投加聚合硫酸铁。pH值都调至6, 中速振荡30 min, 静置2 h, 上清液用0.45 μm孔径的滤膜过滤, 检测氟含量Ce, 计算氟离子去除率η, 结果如图3和图4所示。
由以上结果可知:聚铁本身形成的絮体吸附除氟与絮凝沉淀除氟的效果趋势相似, 但是, 当聚铁的投加量相同、氟离子初始浓度Co相同时, 絮体吸附除氟残余氟离子浓度Ce要大于沉淀除氟时的Ce, 即絮体吸附除氟的效果要差于絮凝沉淀。这表明, 絮凝沉淀过程中除絮体的物理化学吸附和交换吸附和外, 尚有其他作用机理 (包括在聚合硫酸铁絮凝形成絮体的过程中, 大量高凝聚力的高正价和多核络合离子如[Fe (H2O) 6]3+、[Fe2 (H2O) 8 (OH) 2]4+、[Fe3 (H2O) 5 (OH) 4]5+等对F-的静电吸引, 以及带高价正电荷的多核络合离子在形成絮体的过程中的吸附架桥和沉淀网捕作用) 。
但是, 从结果中也可以发现, 絮体吸附与絮凝沉淀除氟的效果的差别并不大, 相同初始氟离子浓度, 相同的投加量时, 絮体吸附除氟率是絮凝沉淀除氟率的88.6%～98.5%。这表明, 絮体的吸附是絮凝沉淀除氟的主要作用方式。
絮体吸附除氟效果差于絮凝沉淀除氟的原因可以归纳为:①絮凝沉淀除氟过程中, 除絮体的吸附外, 还有其他的作用机理, 如:网捕, 架桥交联, 卷扫作用等;②絮凝沉淀时形成的絮体表面积比起预先制备的絮体要大得多, 对于氟离子的吸附量更大。预先形成的絮体对氟离子的吸附去除实际上包含了物理吸附、化学吸附和交换吸附等多种机理。
2.4 初始氟离子浓度对除氟效果的影响
配置氟离子初始浓度Co分别为2.5、5.0、7.5、10.0、12.5、15.0、17.5、20.0、22.5、25.0、27.5、30.0 mg/L的一组样品, 按照2 g/L的量投加聚合硫酸铁, pH值都调至6, 中速振荡30 min, 静置2 h, 上清液用0.45 μm孔径的滤膜过滤, 检测氟含量Ce。结果如表1所示。可以看出, 水中氟离子初始浓度越高, 平衡时吸附量 (单位聚合硫酸铁除氟量) 越大, 且呈一定的线性关系。
3 结 语
(1) 聚合硫酸铁除氟效果与pH值密切相关, 在pH值为5.5～6.5的微酸条件下除氟的效果最佳, pH值增大或减小都会使氟的去除率降低。
(2) 氟的去除率η随聚合硫酸铁的投加量增加而升高, 单位除氟量qe随聚铁的投加量增加而减小。当聚铁投加量较小时, 去除率随着投加量的增加而急剧升高, 但当投加量超过某一数值后, 去除率基本保持不变。
(3) 絮体吸附与絮凝沉淀除氟的效果的差别并不大, 说明絮体吸附是絮凝沉淀除氟主要的作用机理。絮体吸附除氟的效果略差于絮凝沉淀的除氟效果, 絮凝沉淀除氟过程除絮体吸附外, 尚有其他作用机理 (如絮体形成过程中的网捕, 架桥交联, 卷扫作用) 。
(4) 聚合硫酸铁除氟量与水中氟离子初始浓度呈正比。
摘要：地方性氟中毒是我国分布最广的地方病, 尤其在依赖地下水为饮用水的农村地区较为常见, 全国约有7700万人仍在饮用高氟水, 健康受到严重威胁。通过絮凝沉淀除氟、絮体吸附除氟等试验考察了聚合硫酸铁除氟的作用特征, 研究了pH值、聚合硫酸铁投加量、氟离子初始浓度等因素对于除氟效果的影响。结果表明, 聚合硫酸铁除氟效果与pH值密切相关, 在pH为5.56.5条件下除氟效果最佳;氟离子去除率随聚合硫酸铁投加量的增加而升高, 单位除氟量随聚铁的投加量增加而减小;聚合硫酸铁投加量一定时, 除氟量与氟离子初始浓度呈正比;絮体吸附除氟效果为絮凝沉淀的88.6%98.5%, 絮体的吸附为聚合硫酸铁除氟的主要作用机理。
关键词：聚合硫酸铁 (PFS) ,氟,饮用水
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聚合硫酸铝铁 篇6
聚硅酸铝铁是近年来发展起来的一类新型的无机高分子絮凝剂,用于废水处理时,与常规的絮凝剂相比[4~5]具有制备工艺简单、价格低廉、处理效果高、矾花大、沉降速度快、污泥体积小、脱色和破乳效果较好等特点,具有广泛的应用前景。本文探讨了聚硅酸铝铁处理皂素废水的影响因素,找出最佳处理条件。
1 实验部分
1.1 主要的试剂与仪器
硅酸钠,硫酸铁,硫酸铝,氢氧化钠,硫酸等(均为分析纯)。
电热恒温水浴锅,JJ-4六联搅拌器,101-1型电热鼓吹干燥箱,754型分光光度计。
1.2 聚硅酸铝铁的制备
以硫酸铁、硫酸铝、硅酸钠为原料,对影响聚硅酸铝铁絮凝性能的诸因素进行了研究,制备出了高效的聚硅酸铝铁无机高分子絮凝剂。聚硅酸铝铁无机高分子絮凝剂的最佳制备条件为:Fe/Al/SiO2摩尔比为1∶1∶1,pH为6,浓度为50mg·L-1。具体制备条件如下:
(1)将6.4%的硅酸钠溶液用20%的硫酸调节pH值到6,在此期间用玻璃棒迅速搅拌,最终形成硅酸胶体,颜色微微发蓝(切记不能使其冻结),静置30min。
(2)称取一定量的硫酸铁和硫酸铝分别溶解,然后调节pH到6,静置一段时间。
(3)将(2)中的硫酸铝溶液和硫酸铁溶液同时加到(1)中所制的硅酸溶液中,搅拌使之混合均匀,然后放入水浴锅中,在60℃下熟化3h。
1.3 聚硅酸铝铁处理皂素废水
皂素废水取自汉中市某皂素生产厂,废水呈深褐色,p H值约为1,COD Cr为43400mg·L-1。
实验时取50mL皂素废水若干份,用氢氧化钠调节pH值,投加一定量的吸附剂,用一定的搅拌速度搅拌一定的时间,静置取上层清液测定其COD Cr和吸光度。
实验对絮凝剂投加量、pH值和搅拌时间3个反应条件进行单因素实验和正交实验,找出各反应条件的最佳值。
1.4 皂素废水脱色率计算公式
文中色度用溶液的吸光度值表示。皂素废水脱色率计算公式如式(1):
式中:A0—皂素废水脱色前的吸光度;
A—皂素废水脱色后的吸光度。
1.5 皂素废水中COD Cr的下降率计算公式
COD Cr的测定采用重铬酸钾法[6]。皂素废水中COD Cr的下降率计算公式如式(2):
式中:E—COD Cr下降率;
C0—吸附前溶液中CODCr的浓度,mg·L-1;
C1—吸附平衡后溶液中CODCr的浓度,mg·L-1。
2 结果与分析
2.1 单因素实验
(1)投加量对絮凝效果的影响
准确量取50mL皂素废水5份,依次放入5个洁净干燥的烧杯中,分别加入0.5mL,1.0mL,1.5mL,2.0mL,2.5mL聚硅酸铝铁,调节体系pH值为7.0,在室温下以200r·min-1的转速搅拌30min,取上清液测定COD Cr和色度,考察聚硅酸铝铁用量对COD Cr和色度下降率的影响,结果见图1。当聚硅酸铝铁投加量超过1mL时,增加投加量会抑制COD Cr和色度的去除。
(2)溶液pH值对絮凝效果的影响
准确量取50mL皂素废水5份,依次放入5个洁净干燥的烧杯中,分别调节pH值为5.0、6.0、7.0、8.0和9.0后,各自加入1mL聚硅酸铝铁,在室温下以200r·min-1的转速搅拌30min,取上清液测定CODCr和色度,考察溶液pH对COD Cr和色度下降率的影响,结果见图2。可以看出,偏碱性条件更有利于CODCr和色度的去除。
(3)吸附时间对絮凝效果的影响
准确量取50mL皂素废水5份,依次放入5个洁净干燥的烧杯中,分别调节pH值为8.0,各自加入1mL聚硅酸铝铁,在室温下以200r·min-1的转速分别搅拌15 min、30 min、45 min、60 min、75min,取上清液测定CODCr和色度,考察溶液吸附时间对COD Cr和色度下降率的影响,结果见图3。搅拌时间在30~60min,CODCr和色度的去除效果较好。
由图1、图2和图3的单因素实验结果可以看出,单一实验条件的控制对色度的去除效率很高,但对COD Cr的去除效果不太好。
2.2 正交实验
依据单因素实验结果分别对pH值、聚硅酸铝铁的投加量和吸附时间3个因素取3个水平,套用L9(33)正交表,以CODCr和色度去除率为考察对象,通过极差分析找出处理废水的最佳方案。正交实验分析结果如表1所示。
由表1可知,根据k值确定的去除皂素废水中CODCr和浊度的最佳实验条件为:聚硅酸铝铁的投加量为20m L·L-1,pH值为8,吸附时间为45min。根据R值可知搅拌时间对去除率的影响程度较小,投加量影响最大,pH值影响居中。
3 结论
(1)正交实验得出絮凝的最优条件:聚硅酸铝铁投加量为20 mL·L-1,pH为7~8,搅拌时间为45min,此时,COD Cr和色度的下降率分别为68.76%和97.31%。聚硅酸铝铁的投加量和pH值是影响处理效果的关键因素。
(2)聚硅酸铝铁混凝剂在皂素废水处理方面具有可行性。
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铝盐和聚合硫酸铁除氟效果研究 篇7
聚合硫酸铁 (PFS) 是一种无机絮凝剂 ([Fe2 (OH) n (SO4) 3-n/2]m) [3], 应用于各种工业用水和生活用水的原水除浊净化处理。Fe (Ⅲ) 在水溶液中可水解, 产物有[Fe2 (OH) ]5+, [Fe3 (OH) 3]6+, Fe (OH) 3 (s) 等。PFS在制备过程中Fe (Ⅲ) 得到更充分水解, 因此, 聚合硫酸铁液中存在多种二聚体和高聚体。如[Fe2 (OH) 2 (H2O) 8]4+, [Fe3 (OH) 3 (H2O) 6]6+等。这些带高价正电荷的多核离子对F-有强烈的引力, 而吸引了F-的正离子, 本身电荷被中和, 易于聚结成为大的絮团, 这些絮团易于沉淀;另外, 将PFS加入原水中, pH值升高, 稳定性下降, 产生Fe (OH) 3 (s) 沉淀。Fe (OH) 3在沉降过程中卷扫水中的F-, 絮团和胶粒共同沉淀。因而, 去除的氟是存在于沉淀物中的。本文对聚合硫酸铁除氟效果的影响因素进行实验, 特别是铝盐对聚合硫酸铁除氟效果的影响进行研究, 并探讨其除氟机理。
1 实验材料和方法
1.1 实验材料和仪器
试剂:氟化钠、氯化钠、柠檬酸钠、冰醋酸、NaOH、HCl、AlCl3等均为分析纯;聚合硫酸铁 (符合GB 14591-2006规定Ⅰ类试剂标准) ;实验用水均为去离子水。
实验仪器:pHS-25型酸度计 (上海精密科学有限公司) ;氟离子选择性电极;饱和甘汞电极;电磁搅拌器、精密pH试纸、电子天平 (上海精密科学有限公司) 等。
1.1.1 水样的配制与测定
称取NaF0.11g溶于10L水中, 用精密pH试纸测水样的pH为7.0, 用F离子选择性电极测定该水样中含氟量为4.7mg/L, 贮存于聚乙烯瓶中, 作为试验用含氟水。
1.1.2 F离子标准溶液的配制
用电子天平准确称取NaF (在105℃～110℃烘干2h、冷却) 0.2211g, 配制成含氟离子浓度0.1000g/L的标准溶液, 贮存于聚乙烯瓶中待用。
1.1.3 总离子强度调节缓冲液 (TISAB) 的制备
称取氯化钠158g, 柠檬酸钠10g, 溶于800mL蒸馏水中, 再加冰醋酸57mL, 用6mol/L氢氧化钠溶液调节pH为5.0～5.5之间, 然后稀释至1000mL。
1.2 实验方法
采用批量试验的方法, 配制一定初始F-浓度溶液, 用NaOH和HCl溶液调节其pH值。投加PFS或联合投加铝盐 (AlCl3) 和PFS, 中速振荡5min, 静置20min, 过滤, 取上清液40mL, 加8mL TISAB, 用酸度计测水中含氟量。
1.3 F离子工作曲线、检测限和精密度
分别配制F离子标准系列, 加入8mL TISAB溶液, 用去离子水稀释至刻度, 按实验方法测含氟量, 其平衡电位E与含氟量的对数值在0.2～40.0mg/L范围内成良好的线性关系, 回归方程为E=159.54-56.43×lgcF, R=-0.9999, 检测限为0.002mg/L;对浓度为1.0mg/L的F离子12次平行测定, 其相对标准偏差 (RSD) 为1.78%。
2 实验结果和讨论
2.1 单独投加PFS的投加量对除氟效果的影响
取水样100mL, 投加6.0、10.0、20.0、30.0、35.0、45.0、50.0mL PFS, 调pH为5.0, 按1.2实验方法测其含氟量, PFS的投加量对除氟效果的影响见图1所示。由图1可见, PFS投加量小于0.35mL/L时, 除氟效果随PFS投加量增加而不断增大, 且增大速率迅速;当PFS投加量大于0.35mL/L后, 继续增大PFS投加量, 对除氟效果影响不大, 其原因可能是:由于PFS的投加过量, 絮凝体形成速度加快, 从脱稳的胶粒转为稳定聚合胶体, 使其未能发挥吸附作用, 除氟效果不能继续提高。这时水中氟含量已低于0.21mg/L, 小于国家《生活饮用水卫生标准》中规定的1.0mg/L标准。
2.2 反应时间对PFS除氟效果的影响
取水样100mL, 投加35mL PFS, 调pH为5.0, 分别静置5、10、15、20、30、60分钟, 按1.2实验方法测其含氟量, 反应时间对PFS除氟效果的影响如图2所示。由图2可见, 在pH为5.0时, PFS投加量为0.35mL/L时, 反应时间在0～20min范围内, 除氟效果随反应时间增加而不断升高, 但增大速率逐渐减小;而超过20min后, 除氟效果提高不多。分析其原因是:刚开始有大量粒度大的絮凝体, 通过絮凝吸附作用可以有效地去除氟, PFS除氟效果好;随着反应的进行, 水中氟离子浓度明显降低, PFS除氟效果增加不明显。
2.3 pH值对PFS除氟效果的影响
取水样100mL, PFS投加量为0.35mL/L, 用NaOH溶液调节其pH值, 按1.2实验方法测其含氟量, pH值对PFS除氟效果的影响如图3所示。考虑实际情况, 在节约成本的情况下, 由图3可见, 单独投加PFS的投加量为0.35mL/L, 反应时间为20min, pH为4.0～5.0时 (本实验取4.5) , 除氟效果较好。
2.4 铝盐对PFS除氟效果的影响
称取AlCl30.15g溶于1L水中, 移取水样100mL于塑料烧杯中, 先投加Al3+溶液后投加35mL PFS, 调pH值为4.5, 按1.2实验方法测其含氟量, 铝盐对PFS除氟效果的影响如图4所示。
从图4中可以看出, 先投加Al3+溶液能显著提高PFS除氟效果。其原因是:先投加AlCl3时, Al3+与水中的F-反应生成难溶的AlF3沉淀而将水中的部分F-除去, 再投加PFS, 不仅利用显著的吸附架桥和沉降网捕作用将水中的F-除去, 而且在沉降过程中卷扫水中的F-和Al3+反应生成难溶的AlF3沉淀。而先投加PFS后投加AlCl3的除氟效果比单独投加PFS的除氟效果提高得并不明显, 因为先投加PFS时, PFS通过絮凝吸附作用可以有效地去除氟, 投加AlCl3之前水中氟离子浓度明显降低, 投加AlCl3之后, 溶液中Al3+浓度可能逐渐无法使离子积大于AlF3溶度积, 即无法形成氟化铝沉淀物, 所以先投加PFS后投加AlCl3的除氟率并无显著提高[4]。
3 结 论
(1) pH值和反应时间是影响PFS除氟效果的重要因素。
在pH值为4.0～5.0条件下除氟效果最佳;除氟效果随反应时间增加而增大, 但除氟率增大速率却逐渐减小。
(2) 除氟效果随PFS投加量的增加而增大。
当PFS投加量较小时, 除氟率迅速增大, 继续增大投加量, 则对除氟贡献不大;增大PFS投加量, 除氟效果较好, 但也应尽量控制PFS投加量在0.35mg/L以内。
(3) 通过比较投加Al3+能提高PFS除氟效果。
试验结果表明, 采用先投加AlCl3后投加PFS的除氟效果更好。
摘要：通过试验研究了单独投加聚合硫酸铁 (PFS) 去除氟的最佳反应pH值、最佳反应时间、投加量以及铝盐与聚合硫酸铁联合投加对除氟效果的影响, 结果表明:采用单独投加聚合硫酸铁絮凝沉降法除氟时, PFS的投加量为0.35mL/L, 反应时间为20min, pH值为4.05.0, 有利于氟的吸附, 除氟效果较好;投加铝盐能显著提高PFS的除氟效果。
关键词：铝盐,聚合硫酸铁 (PFS) ,除氟
参考文献
[1]中国生活饮用水卫生标准 (GB 5749-2006) .
[2]吴兆清, 许国强, 彭晓平.含氟水处理的研究进展[J].湖南有色金属, 2003, 4 (19) :38-42.
[3]水处理剂-聚合硫酸铁国家标准 (GB 14591-2006) .
[4]史婷婷, 杨秀丽, 王宁涛.聚合硫酸铁和钙盐除氟试验研究[J].安全与环境工程, 2009, 2 (16) :58-61.