DQZHAN技術(shù)訊：有色金屬冶煉高砷廢水處理Ⅱ
微濾膜技術(shù)
微濾(MF)是指根據(jù)篩分原理以壓力差作為推動力的膜分離過程，能夠去除相對分子質(zhì)量>50000或粒徑>0.05μm的顆粒。MF膜對砷的去除率很大程度上取決于附著砷的顆粒在水中的粒徑分布。微濾膜的孔徑通常>0.1μm，因此不能截留溶解態(tài)的重金屬離子，必須經(jīng)過適當?shù)念A處理如氧化、還原、吸附等手段將其轉(zhuǎn)化為>0.1μm的不溶態(tài)微粒，再利用微濾膜將其有效去除。
為了提高MF技術(shù)對砷的去除效率，人們采用混凝來增大含砷顆粒的粒徑。J.Shorr用硫酸鐵作為砷的共沉淀劑，再配以微濾膜濾除沉淀物的工藝處理含砷水，對砷的去除率明顯高于單純的MF工藝。
由于含砷離子的廢水同時還含有有機物，如油、脂、洗滌劑和螯合物等，而且砷的去除率取決于二價鐵絡合物對砷的吸附能力以及MF對含砷礬花的截留能力，因此，采用氫氧化鐵作為凝聚劑，在與砷離子共沉淀的同時，亦可吸附某些螯合物和有機物。
此外，在一定的pH條件下，氫氧化鐵還可吸附不沉淀的某些陽離子。G.Ghurye等采用混凝聯(lián)合孔徑為0.2μm的商業(yè)化MF膜工藝，研究了絮凝-微濾(CMF)工藝對砷的去除效率。當進水中砷的質(zhì)量濃度為40μg/L時，CMF工藝能保證出水中砷的質(zhì)量濃度<2μg/L。
但是，與As(Ⅴ)相比，其對As(Ⅲ)的去除率相當?shù)?，這是因為As(Ⅲ)以中性分子形態(tài)存在，而混凝過程依賴混凝劑水解后形成的氫氧化物與離子的交互作用。因此，為了有效地去除水中的As(Ⅲ)，需要將其全部氧化為As(Ⅴ)。
電吸附技術(shù)
電吸附處理技術(shù)(EST)是利用電極表面吸附水中離子和帶電粒子的性能，使水中溶解性鹽類和帶電粒子富集、濃縮于電極表面，達到凈化水質(zhì)的目的。電吸附技術(shù)處理高砷廢水的效果好，運行成本低(1.5元/m3)，處理裝置結(jié)實耐用，操作簡單易于掌握。
其基于電吸附材料形成的雙電層對不同價態(tài)的含砷帶電粒子具有特異的吸附與解吸性能去除水中的砷。電吸附材料的再生不需任何化學試劑，無二次污染，但必須用原水徹底排污，排污時只需將正負電極短接，并保持0.5h，使電極上的粒子不斷解析下來，至進出水電導率相近為止。
電吸附技術(shù)的上述特點是目前流行的反滲透法不能比擬的。反滲透在起始砷質(zhì)量濃度為0.3mg/L時的去除率僅83%，而電吸附法的去除率達96%以上，且電耗僅1kW˙h/m3，大大低于反滲透法。孫曉慰利用電吸附技術(shù)去除水中過量的砷，結(jié)果表明，原水砷質(zhì)量濃度0.06～0.33mg/L時，出水砷均低于0.01mg/L，符合國家生活飲用水衛(wèi)生標準的要求。
離子交換除砷技術(shù)
離子交換樹脂吸附法處理含砷廢水具有處理效果好、設備簡單、操作方便等優(yōu)點。該法特別對As(Ⅴ)具有較好的去除效果，對As(Ⅲ)的去除效果較差。對As(Ⅴ)的去除能力主要取決于樹脂中相鄰電荷的空間距離、官能團的流動性、伸展性以及親水性。
劉瑞霞等制備了一種新型離子交換纖維，該離子交換纖維對砷酸根離子具有較高的吸附容量和較快的吸附速度，吸附動力學數(shù)據(jù)完全符合Langmuir二級速度方程。在所研究的砷濃度范圍內(nèi)，F(xiàn)reundlich吸附等溫式能很好地描述吸附平衡數(shù)據(jù)。去除砷酸根離子的*佳pH為3.5～7.0。
采用NaOH稀溶液可有效洗脫吸附的砷酸根離子。E.Korngold等研究了Purolite-A-505和Relite-490兩種強堿型樹脂對砷的去除效果，結(jié)果發(fā)現(xiàn)：樹脂的類型、溶液的pH及水中陪伴離子，如SO42-、NO3-、Cl-等是影響樹脂吸附效果的重要因子。T.S.Anirudhan等證實了用從椰子纖維果皮中提取物制成的陰離子交換樹脂是一種對水中As(Ⅴ)去除極其有效的吸附劑。當pH為6.0～8.0，As(Ⅴ)質(zhì)量濃度為5~100mg/L時，該吸附劑可有效去除As(Ⅴ)，同時可以查看中國污水處理工程網(wǎng)更多關(guān)于含砷廢水處理的技術(shù)文檔。
電化學動力修復技術(shù)
電化學動力修復技術(shù)是利用地下水和污染物的電動力學性質(zhì)對環(huán)境進行修復的新技術(shù)。該技術(shù)既克服了傳統(tǒng)技術(shù)嚴重影響地下水的結(jié)構(gòu)和地下所處生態(tài)環(huán)境的缺點，又可以克服現(xiàn)場生物修復過程非常緩慢、效率低的缺點，而且投資比較少，成本比較低廉。
控制陰極區(qū)的pH是電動修復技術(shù)的關(guān)鍵。S.S.Kim等通過在陽極用石灰控制pH提高了低滲透性土壤中去除多環(huán)芳香化合物的效率。R.E.Hiks等利用純凈水不斷更新陰極池中的堿溶液也可避免土柱的pH聚焦。H.Lee等采用循環(huán)體系將陰極的電解液與陽極的電解液進行中和，來改變電極產(chǎn)生的酸堿對土柱pH的影響，顯著改善修復效果。R.Lageman研究了As污染土壤的現(xiàn)場電動修復，7個星期可將As的質(zhì)量分數(shù)由開始的(4~5)×10-4降至3×10-5。A.C.Basha等研究發(fā)現(xiàn)：在pH為0.64，電力消耗為13.85kW˙h/kg時，采用電解法對煉銅廢水中砷的去除率達94.8%。
單純預氧化工藝
As(Ⅲ)的毒性、溶解性、流動性都遠大于As(Ⅴ)，且As(Ⅲ)通常以分子形式存在，故各種工藝對As(Ⅲ)的去除率都遠低于As(Ⅴ)。因此，在去除以As(Ⅲ)為主的地下水中的砷時通常需要將As(Ⅲ)預氧化為As(Ⅴ)。
As(Ⅲ)-As(Ⅴ)系統(tǒng)的氧化還原電位為0.560V，因此，曝氣或加入純氧都不能迅速有效地將As(Ⅲ)預氧化為As(Ⅴ)，而需要添加化學氧化劑。主要的化學氧化劑有O2和臭氧、氯氣、H2O2、Fenton試劑、UV/自然光體系、TiO2/UV等。M.J.Kim等發(fā)現(xiàn)：臭氧和H2O2的氧化電位過高，水中的天然有機物(NOM)會通過捕獲˙OH而極大地減緩氧化反應的速率，因此臭氧不適用于受有機污染嚴重的水體。M.V.Krishna等指出，F(xiàn)enton試劑、UV/自然光體系、TiO2/UV氧化可以很好地氧化水中的As(Ⅲ)，但需要較高的能量，對于小型的污水處理不經(jīng)濟。P.Frank等研究表明，在氯氣氧化As(Ⅲ)的同時，氯氣會與水中的天然有機物形成氯化副產(chǎn)物，可能對環(huán)境產(chǎn)生危害。
