張明琴，周新濤，羅中秋，郝旭濤，何 歡，史桂杰

(昆明理工大學(xué)化學(xué)工程學(xué)院，昆明 650500)

?

石灰-鐵鹽法處理工業(yè)含砷廢水研究進(jìn)展

張明琴，周新濤，羅中秋，郝旭濤，何 歡，史桂杰

(昆明理工大學(xué)化學(xué)工程學(xué)院，昆明 650500)

石灰-鐵鹽法處理工業(yè)含砷廢水具有沉淀效率高、運(yùn)行費(fèi)用低、投加藥劑種類少等優(yōu)點(diǎn)，被廣泛應(yīng)用。本文在分析了石灰法處理含砷工業(yè)廢水存在的問(wèn)題基礎(chǔ)上，綜述了石灰-鐵鹽法沉淀含砷工業(yè)廢水的機(jī)理及pH、鐵砷比、溫度等因素對(duì)沉砷效果的影響，通過(guò)實(shí)例分析石灰-鐵鹽法處理含砷酸性硫酸廢水的工藝流程及效果，并對(duì)該方法存在的缺陷進(jìn)行了分析。

石灰法； 石灰-鐵鹽法； 含砷廢水； 砷酸鈣； 砷酸鐵

1 引 言

近年來(lái)，隨著冶金化工、制革等工業(yè)的發(fā)展，工業(yè)上產(chǎn)生大量的含砷廢水。砷(As)及所有含砷的化合物都為劇毒的原生質(zhì)毒物[1]，其在廢水中砷主要的存在形態(tài)為As3+和As5+兩種，其As3+的毒性比As5+更大，亞砷酸鹽的毒性是砷酸鹽毒性的25～60倍在生物體內(nèi)富集后，會(huì)損害人的肝、腎及神經(jīng)，引起多種皮膚病、畸變，甚至癌癥等[2]。

國(guó)家污水綜合排放標(biāo)準(zhǔn)規(guī)定砷為Ⅰ類污染物，污水綜合排放標(biāo)準(zhǔn)規(guī)定為0.5 mg/L[3]。隨著人類環(huán)保意識(shí)的提高，對(duì)工業(yè)廢水的排放標(biāo)準(zhǔn)也愈加嚴(yán)格，因此研究水質(zhì)除砷技術(shù)對(duì)保護(hù)水環(huán)境有著現(xiàn)實(shí)意義。

含砷廢水若不經(jīng)過(guò)處理會(huì)造成嚴(yán)重的污染，破壞生態(tài)環(huán)境，而且對(duì)生態(tài)環(huán)境的破壞具有不可逆性[4]。砷污染一旦形成，就會(huì)通過(guò)食物鏈或地下水、地面水進(jìn)入人體或其它生物體嚴(yán)重危害人類健康和整個(gè)生態(tài)環(huán)境，因此，含砷水的處理已成為全球普遍關(guān)注的研究熱點(diǎn)[5]。

目前，工業(yè)上處理含砷廢水的技術(shù)主要有常規(guī)的氫氧化物沉淀法、強(qiáng)化去除的鐵鹽法、硫化法等，其中常規(guī)氫氧化物沉淀法除砷效果差，難將廢水凈化到符合排放標(biāo)準(zhǔn)；硫化法效果佳，但藥劑費(fèi)用高、殘硫量大。理論研究表明，石灰-鐵鹽法處理含砷工業(yè)廢水，具有投加藥劑種類少、沉淀效率高、廢水排放穩(wěn)定達(dá)標(biāo)、運(yùn)行費(fèi)用低、操作方便等優(yōu)點(diǎn)，被廣泛應(yīng)用[6]。鑒于此，本文綜述了對(duì)國(guó)內(nèi)外石灰-鐵鹽法處理含砷廢水的研究現(xiàn)狀及進(jìn)展。

2 石灰法處理含砷廢水現(xiàn)狀及問(wèn)題分析

石灰沉淀法工藝簡(jiǎn)單、易于實(shí)施[7]。其處理機(jī)制是往廢水中添加石灰，提高其pH值，利用鈣離子與水中砷反應(yīng)生成亞砷酸鈣、砷酸鈣鹽沉淀物(如式(1)、式(2)所示)，再經(jīng)過(guò)沉淀、過(guò)濾等手段分離，可除去大部分砷[8]。

Bothe等[9]和朱琳[10]研究發(fā)現(xiàn)，向含As(V)的廢水中投加石灰，鈣離子與砷酸根離子會(huì)形成Ca10(AsO4)6(OH)2、Ca5(AsO4)3OH、Ca3(AsO4)2等多種非晶砷酸鈣鹽。朱琳[11]考察了不同反應(yīng)時(shí)間對(duì)砷酸鈣固溶體結(jié)構(gòu)及形貌的影響，由圖1可知，反應(yīng)12 h得到的砷酸鈣固溶體合成的晶體發(fā)育不夠完善，結(jié)晶化程度較低，結(jié)構(gòu)較疏松，表面上有較多絮狀物；而反應(yīng)24 h得到的砷酸鈣固溶體塊狀體邊緣有少許絮狀物，表面密實(shí)度增加，但晶體形貌仍不規(guī)整。表明隨著反應(yīng)時(shí)間的延長(zhǎng)，晶體的結(jié)晶度有所提高，結(jié)構(gòu)致密程度增加。

圖1 水熱合成砷酸鈣微觀形貌SEM圖Fig.1 SEM images of Calcium arsenate synthesized by hydrothermal method

張學(xué)洪等[12]和Zhu等[13]研究表明，石灰法除砷過(guò)程中形成的砷酸鈣鹽的類型與Ca/As和pH摩爾比密切相關(guān)。當(dāng)Ca/As摩爾比為1.00～1.25，pH值為3～7時(shí)，所得沉淀物為Ca3(AsO4)2·xH2O；Ca/As摩爾比為2.0～4.0，pH值為6～12時(shí)，所得沉淀物主要為Ca5(AsO4)3OH和Ca3(AsO4)2·xH2O。

陶青英[14]研究表明，石灰法的除砷率與Ca/As和溶液pH值有很大的關(guān)系。隨Ca/As摩爾比的增大和溶液初始pH值的增加，除砷率整體呈現(xiàn)升高的趨勢(shì)(如圖2所示)。當(dāng)pH值小于12時(shí)，砷的去除率整體隨Ca/As摩爾比的升高而升高；當(dāng)pH值為12時(shí)，n(Ca)/n(As)=6時(shí)，除砷率為91.50%；但當(dāng)pH值大于12后，除砷率整體呈現(xiàn)下降的趨勢(shì)。這是因?yàn)樵谳^高的pH值(pH>12)條件下，砷酸鈣向Ca(OH)+和Ca(OH)2轉(zhuǎn)化，如式(3)、式(4)所示。該研究還表明，隨溫度升高，除砷率下降(如圖3所示)。說(shuō)明隨溫度升高，砷酸鈣沉淀物的溶解平衡向著解離方向進(jìn)行，使溶液中砷酸根離子濃度增大(如式(5)所示)。

圖2 初始pH值與除砷率的關(guān)系Fig.2 Relationship between initial pH arsenic removal rate

圖3 溫度與除砷率的關(guān)系Fig.3 Relationship between temperature and arsenic removal rate

朱義年等[15]研究表明，雖然在一定程度上砷酸鈣鹽可有效地抑制砷對(duì)環(huán)境的污染，但亞砷酸鈣和砷酸鈣等水溶解度較大(如表1所示)，受雨水等的作用會(huì)引起砷的二次污染。Monhemius等[16]通過(guò)USE PATCLP實(shí)驗(yàn)研究結(jié)果表明，按1∶1的固液比溶解砷酸鈣后，液相中砷的濃度達(dá)到了900～4400 mg/L，遠(yuǎn)遠(yuǎn)超出固體危險(xiǎn)廢棄物毒性鑒別標(biāo)準(zhǔn)限值(5 mg/L)。

表1 砷難溶性鹽溶解度Tab.1 Solubility of arsenic insoluble salt

3 石灰-鐵鹽法

Ruhland等[17]研究了混凝沉淀法除砷，顆粒態(tài)Fe(OH)3吸附溶解態(tài)的砷，有較好的除砷效果；宋文濤[18]利用高濃度泥漿法(HDS)-鐵鹽處理工業(yè)污酸廢水工業(yè)試驗(yàn)，研究表明：金屬離子Fe3+可處理砷濃度mg/L級(jí)的工業(yè)廢水，在除砷系統(tǒng)中，含砷為3.26～5.95 mg/L的進(jìn)水經(jīng)過(guò)Fe3+沉淀/吸附，出水中砷含量可降到0.012～0.038 mg/L。由于砷酸鐵的溶解度小于砷酸鈣，通過(guò)往石灰法中添加鐵鹽形成石灰鐵鹽系統(tǒng)，有望提高廢水除砷效率[19]。邊德軍等[20]采用石灰-鐵鹽法處理含砷鐵酸性廢水，研究表明，F(xiàn)e3+的除砷效果優(yōu)于Fe2+，可以通過(guò)向水中鼓風(fēng)攪拌，使水中鐵主要以Fe3+的形式存在，同時(shí)又可以把部分As3+氧化成As5+，從而提高除砷效率。楊佳[21]利用Fenton試劑把As(III)氧化成As(V)，F(xiàn)e2+氧化Fe3+，通過(guò)添加石灰形成石灰鐵鹽系統(tǒng)，五價(jià)砷的鹽類與Fenton反應(yīng)的生成的Fe3+形成難溶于水的砷酸鈣和極難溶解的砷酸鐵沉淀，從而對(duì)廢水中的As進(jìn)行去除。Cui等[22]采用石灰-鐵鹽沉淀法處理含砷的污酸廢水，利用鐵表面的雙配位基對(duì)砷很強(qiáng)的吸附能力，可實(shí)現(xiàn)最終砷濃度小于0.3 mg/L，可滿足硫酸工業(yè)污染物的排放標(biāo)準(zhǔn)。郭翠梨[23]采用石灰-聚合硫酸鐵法對(duì)硫酸生產(chǎn)中的含砷廢水進(jìn)行處理，結(jié)果表明，當(dāng)pH值為8.8～10.6，m(Fe)/m(As)不小于5時(shí)，處理后廢水中砷的濃度小于1 mg/L。

3.1 石灰-鐵鹽除砷機(jī)理

Ca3(AsO4)2·4H2O+2Fe3+=2FeAsO4·2H2O+3Ca2+(7)

Fujita等[32]、Majzlan等[33]和Swash等[34]研究了pH臭蔥石的形貌與穩(wěn)定性的影響，結(jié)果表明：初始pH值為1.0～2.0時(shí)，合成的臭蔥石(FeAsO4·2H2O)主要為斜方晶系或雙錐狀，常呈粒狀集合體；晶粒發(fā)育完善，結(jié)晶化程度高，結(jié)構(gòu)較密實(shí)，晶體形貌較為規(guī)整(如圖4所示)，在pH=5的浸取環(huán)境下，臭蔥石中As浸出濃度為0.1～1 mg/L。陳小鳳[35]通過(guò)研究表明：在pH值為3～5時(shí)，臭蔥石溶解度為0.05 mg/L，遠(yuǎn)小于環(huán)境排放標(biāo)準(zhǔn)；Paktunc[36]對(duì)納米型臭蔥石的溶解性進(jìn)行了研究，發(fā)現(xiàn)pH值為2～5時(shí)，臭蔥石砷浸出濃度達(dá)最小值且低于限值5 mg/L。另外，Ca2+、氫氧化鐵可與砷共沉淀[37,38]，鈣離子的存在可提高砷酸鐵固溶體的穩(wěn)定性，有利于砷的固化/穩(wěn)定化，增強(qiáng)As(V)的去除。

圖4 水熱合成臭蔥石微觀形貌SEM照片F(xiàn)ig.4 SEM images of Scorodite synthesized by hydrothermal method

圖5 兩段法石灰-鐵鹽法工藝流程除砷工藝流程圖[39]Fig.5 Flow chart of two-stage lime ferric law arsenic removal process[39]

結(jié)合石灰-鐵鹽法處理硫酸工業(yè)排放的含砷酸性廢水工藝[40,41](如圖5所示)，分析其脫砷機(jī)理：先用石灰調(diào)pH值，再通過(guò)充分曝氣氧化，將大部分Fe2+氧化為Fe3+，硫酸廢水中大部分的As3+轉(zhuǎn)變成As5+，生成具有較小溶解砷酸鐵、砷酸亞鐵渣沉淀，以提高除砷效率，反應(yīng)機(jī)理[42]如式(8)～式(14)所示：

中和反應(yīng)：

Ca(OH)2+H2SO4=CaSO4↓+2H2O(8)

Ca(OH)2+H2SO3=CaSO3↓+2H2O(9)

主要脫砷反應(yīng)：

2Fe2++1/2O2+2H+=2Fe3++H2O(11)

3Ca(OH)2+2Fe3+=2Fe(OH)3↓+3Ca2+(12)

3.2 石灰-鐵鹽法處理含砷廢水的影響因素

方兆珩[42]研究表明：隨著pH值的升高，絮體越來(lái)越多，且顆粒越來(lái)越大。熊珊[47]研究了含砷廢液臭蔥石沉淀，結(jié)果表明，提高含砷溶液的初始pH值，能獲得較高的As去除率，當(dāng)pH值>3，As沉淀率高于80%，但殘余神量仍較高。通過(guò)計(jì)算分析，可得不同廢水pH值與砷脫除率的關(guān)系曲線，如圖6所示。在pH=8時(shí)，除砷效果最佳，除砷率可達(dá)88.8%[48]。

圖6 廢水pH值與砷去除效果的關(guān)系Fig.6 Relationship between wastewater final pH and arsenic removal rate

圖7 摩爾比與除砷率的關(guān)系Fig.7 Relationship between molar ratio and arsenic removal rate

陶青英[13]研究表明，石灰-鐵鹽法較石灰法有明顯的優(yōu)勢(shì)，如圖7所示：在一定范圍內(nèi)，隨著鐵砷比的升高，砷酸鐵沉淀物的穩(wěn)定性也逐漸增加。鐵鹽投加量的增大，不僅有利于砷酸鐵的形成，還利于在絮凝過(guò)程中形成更大的顆粒沉淀，使得其對(duì)砷的吸附性能不斷增強(qiáng)，進(jìn)而使沉淀物的砷浸出濃度不斷降低。當(dāng)固定n(Ca)/n(As)=6.0時(shí)，n(Fe)/n(As)從1.0升高至3.0時(shí)，除砷率顯著提高；當(dāng)n(Fe)/n(As)在3.0左右時(shí)，除砷率基本達(dá)到最大值；n(Fe)/n(As)>3時(shí)，除砷率沒(méi)有明顯的增減。

熊珊[46]研究表明，稍微過(guò)量的鐵鹽可促進(jìn)臭蔥石晶體的形成與長(zhǎng)大，制備得到具有較大粒徑且晶體結(jié)構(gòu)完好的臭蔥石，增加合成得到的含砷固體量。另外，增加鐵砷摩爾比可顯著提高固化及穩(wěn)定化效果，當(dāng)n(Fe)/n(As)=2.0時(shí)，砷的去除率可高達(dá)97-98%[45]。另外，石灰-鐵鹽法處理含砷廢水還受溫度、反應(yīng)時(shí)間的影響。Swash等[49]和Fujita等[50]研究表明，當(dāng)n(Fe)/n(As)=1.0時(shí)，隨著溫度的升高，F(xiàn)eAsO4·2H2O結(jié)晶度不斷改善，沉淀物的砷浸出濃度不斷降低。但當(dāng)溫度為225 ℃時(shí)，沉淀物的結(jié)晶度下降，浸出液中As濃度為19.6 mg/L，遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于危險(xiǎn)廢棄物毒性浸出的標(biāo)準(zhǔn)限值5 mg/L。在一定溫度范圍內(nèi)，隨著反應(yīng)時(shí)間的增加, 由于生成的沉淀物變得更穩(wěn)定，廢水中As的去除率呈上升趨勢(shì)[51]，但反應(yīng)一定時(shí)間后，砷的沉淀反應(yīng)與溶解反應(yīng)達(dá)到平衡[52]。在實(shí)際廢水處理工程中，延長(zhǎng)反應(yīng)時(shí)間會(huì)給降低廢水處理效率，并且提高到一定程度時(shí)砷去除率提高不顯著，因此，選用廢水中砷去除的反應(yīng)時(shí)間適宜即可。

4 結(jié)論與展望

對(duì)于含砷廢水的處理技術(shù)，需要滿足兩個(gè)方面的基本要求：(1)脫砷后溶液中砷的濃度CAs<0.5 mg/L，才能達(dá)到污水綜合排放的國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)；(2)沉砷渣中砷化合物以穩(wěn)定形態(tài)長(zhǎng)期存在，符合危險(xiǎn)廢棄物安全堆存國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)(砷浸出濃度小于5 mg/L)，避免產(chǎn)生二次污染。

石灰-鐵鹽法可高效處理含砷廢水，具有較高的脫砷率，處理后的溶液中殘余砷的濃度低于0.5 mg/L，達(dá)到國(guó)家排放標(biāo)準(zhǔn)。另外，產(chǎn)生的沉砷渣中的砷為毒性較小的五價(jià)砷酸鹽，且其砷毒性浸出濃度小于5 mg/L，可安全堆存于渣庫(kù)內(nèi)。

但其存在的主要問(wèn)題是：在含砷廢水處理過(guò)程中需要投加大量的鐵鹽，才能獲得較高脫砷率，提高了處理成本，產(chǎn)生的含砷廢渣量大、成分復(fù)雜，給后續(xù)處理帶來(lái)很多困難。

[1] 金 艷,王金生,鄭 驥.含砷廢水、廢渣的處理處置技術(shù)現(xiàn)狀[J].北京師范大學(xué)學(xué)報(bào):自然科學(xué)版,2012,48(3):287-291.

[2] 趙素蓮,王玲芬,梁京輝.飲用水中砷的危害及除砷措施[J].現(xiàn)代預(yù)防醫(yī)學(xué),2002,29(5):651.

[3] 陳 鋒,關(guān)中杰,蘭堯中.含砷廢水處理研究現(xiàn)狀[J].云南冶金,2010,39(4):63-66.

[4] 牛秋雅.砷污染治理及砷資源回收利用的清潔生產(chǎn)新技術(shù)研究[D].長(zhǎng)沙:湖南大學(xué)學(xué)位論文,2001.

[5] 韓彩蕓,張六一,鄒照華,等.吸附法處理含砷廢水的研究進(jìn)展[J].環(huán)境化學(xué),2011,30(2):517-522.

[6] 曹廣峰.石灰鐵鹽法處理硫酸含紳廢水的研究[J].第十三屆磷肥年會(huì)交流材料.

[7] 田為勇.砷污染應(yīng)急處置技術(shù)[M].北京:中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社,2010.

[8] 楊文龍.含砷廢水,廢渣的處理處置技術(shù)現(xiàn)狀[J].華東科技:學(xué)術(shù)版,2015,(9):465-465.

[9] Bothe J V,Brown P W.The stabilities of calcium arsenates at (23±1) ℃[J].JournalofHazardousMaterials,1999,69(2):197-207.

[10] 朱 琳,周新濤,蔡發(fā)萬(wàn),等.砷羥基磷灰石的水熱合成與結(jié)構(gòu)表征[J].硅酸鹽通報(bào),2015,34(8):2139-2143.

[11] 朱 琳.砷羥基磷灰石的制備及其砷毒性浸出研究[D].昆明:昆明理工大學(xué)學(xué)位論文,2015.

[12] 張學(xué)洪,朱義年,劉輝利.砷的環(huán)境化學(xué)作用過(guò)程研究[M].北京:科學(xué)出版社,2009.

[13] Zhu Y N,Zhang X H,Xie Q L,et al.Solubility and stability of calcium arsenates synthesis by oxidation of ferrous ions:physical properties and stability of the scorodite[J].Hydrometallurgy,2009,96(3):189-198.

[14] 陶青英.含砷廢水的石灰沉淀法處理溶液化學(xué)研究[D].武漢:武漢科技大學(xué)學(xué)位論文,2011.

[15] 朱義年,張 華,梁延鵬,等.砷酸鈣化合物的溶解度及其穩(wěn)定性隨 pH 值的變化[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2005,25(12)：1652-1660.

[16] Monhemius A J,Swash P M.Removing and stabilizing arsenic from copper refining circuits by hydrothermal processing[J].EnvironmentalScienceTechnology,2001,51(9):30-33.

[17] Ruhland A,Jekel M.Concept for an integrated evaluation of arsenic removal technologies:demonstrated in a case study[J].WaterScienceandtechnology:Watersupply,2002,2(2):267-274.

[18] 宋文濤.高濃度泥漿法(HDS)-鐵鹽處理工業(yè)污酸廢水半工業(yè)試驗(yàn)[J].有色金屬(冶煉部分),2011,(11):51-54.

[19] Jia Y,Demopoulos G P.Coprecipitation of arsenate with iron (III) in aqueous sulfate media:effect of time,lime as base and Co-ions on arsenic retention[J].Waterresearch,2008,42(3):661-668.

[20] 邊德軍,任慶凱,田 曦,等.有色金屬冶煉含砷鐵酸性廢水處理工藝設(shè)計(jì)方案[J].環(huán)境科學(xué)與技術(shù),2010,33(5):151-153.

[21] 楊 佳.Fenton試劑-石灰鐵鹽法處理高鹽含砷有機(jī)廢水研究[D].湖南:湖南大學(xué)學(xué)位論文,2013.

[22] Cui J,Du Y J,Xiao H X,et al.A new process of continuous three-stage co-precipitation of arsenic with ferrous iron and lime[J].Hydrometallurgy,2014,(146):169-174.

[23] 郭翠梨.石灰-聚合硫酸鐵法處理含砷廢水的試驗(yàn)研究[J].工業(yè)水處理,2000,20(19):27.

[24] Riveros P A,Dutrizac J E,Spencer P.Arsenic disposal practices in the metallurgical industry[J].CanadianMetallurgicalQuarterly,2001,40(4):395-420.

[25] 鄢紅艷,賀 楊,胡 暉.液態(tài)三氯化鐵代替硫酸亞鐵處理含砷廢水的研究[J].河南化工,2011,28(4):26-28.

[26] 高小娟,王 璠,汪啟年,等.含砷廢水處理研究進(jìn)展[J].工業(yè)水處理,2012,32(2):10-15.

[27] Guan X H,Ma J,Dong H R,et al.Removal of arsenic from water:effect of calcium ions on As(III) removal in the KMnO4-Fe(II) process[J].WaterResearch,2009,43(20):5119-5128.

[28] Leist M,Casey R J,Caridi D.The management of arsenic wastes:problems and prospects[J].JournalofHazardousMaterials,2000,76(1):125-138.

[29] Le Berre J F,Gauvin R,Demopoulos G P.A study of the crystallization kinetics of scorodite via the transformation of poorly crystalline ferric arsenate in weakly acidic solution[J].ColloidsandSurfacesA:PhysicochemicalandEngineeringAspects,2008,315(1):117-129.

[30] 李 娜,孫竹梅,阮福輝,等.三氯化鐵除砷(III)機(jī)理[J].化工學(xué)報(bào),2012,63(7),2224-2229.

[31] 黃自力,耿晨晨,馬 豐,等.氯化鐵對(duì)砷酸鈣渣的藥劑穩(wěn)定化研究[J].礦冶工程,2010,30(6):34-37.

[32] Fujita T,Taguchi R,Abumiya M,et al.Novel atmospheric scorodite synthesis by oxidation of ferrous sulfate solution.Part I[J].Hydrometallurgy,2008,90(2-4):92-102.

[33] Majzlan J,Drahota P,Filippi M,et al.Thermodynamic properties of scorodite and parascorodite (FeAsO4·2H2O),kaňkite (FeAsO4·3.5H2O),and FeAsO4[J].Hydrometallurgy,2012,(117-118):47-56.

[34] Swash P M,Monhemius A J,Schaekers J M.Solubilities of process residues from biological oxidation pretreatments of refractory gold ores[J].MinorElements,2000:115-123.

[35] 陳小鳳,周新濤,羅中秋,等.化學(xué)沉淀法固化/穩(wěn)定化除砷研究進(jìn)展[J].硅酸鹽通報(bào),2015,34(12):3510-3516.

[36] Paktunc D,BruggemanK.Solubility of nanocrystalline scorodite and amorphous ferric arsenate:Implications for stabilization of arsenic in mine wastes[J].AppliedGeochemistry,2010,25(5):674-683.

[37] 胡 斌.有色金屬行業(yè)含砷廢棄物處置技術(shù)的研究進(jìn)展[J].化工環(huán)保,2014,34(2):114-118.

[38] Qiao J,Jiang Z,Sun B,et al.Arsenate and arsenite removal by FeCl3:effects of pH,As/Fe ratio,initial As concentration and co-existing solutes[J].Separation&PurificationTechnology,2012,92(1):106-114.

[39] 巫瑞中.石灰一鐵鹽法處理含重金屬及砷工業(yè)廢水[J].江西理工大學(xué)學(xué)報(bào),2006,27(3):58-61.

[40] 易求實(shí),李敦順.從國(guó)家危險(xiǎn)廢物標(biāo)準(zhǔn)角度思考硫酸廠酸性廢水處理技術(shù)[J].硫酸工業(yè)，2009,(2)：39-44.

[41] 管玉江,陳毓琛.石灰一聚鐵法處理硫酸廠廢水的研究[J].化工環(huán)保,1999,19:328-334.

[42] 方兆珩,石 偉,韓寶玲,等.高砷溶液中和脫砷過(guò)程[J].化工冶金,2000,21(4):359-363.

[43] 朱義年,張學(xué)洪,解慶林,等.砷酸鹽的溶解度及其穩(wěn)定性隨pH值的變化[J].環(huán)境化學(xué)，2003，22(5):478-484.

[44] Marco S,Lucas J,Beltran H J,et al.Treatment of high strength olive mill wastewater by Fenton's reagent and aerobic biological process[J].JournalofEnvironmentalScienceandHealth,2013,48(8):954-962.

[45] Gomez M A,Becze L,Celikin M,et al.The effect of copper on the precipitation of scorodite (FeAsO4·2H2O) under hydrothermal conditions:evidence for a hydrated copper containing ferric arsenate sulfate-short lived intermediate[J].JournalofColloid&InterfaceScience,2011,360(2):508-518.

[46] Ruiping L,Xing L,Shengji X,et al.Calcium-enhanced ferric hydroxide co-precipitation of arsenic in the presence of silicate[J].WaterEnvironmentResearch,2007,79(11):2260-2264.

[47] 熊 珊.含砷廢液臭蔥石沉淀研究[D].長(zhǎng)沙:中南大學(xué)學(xué)位論文,2012.

[48] 張 偉,姚風(fēng)云.氧化-鐵鹽法處理酸性廢水中的砷[J].安徽師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版),2000,23(2):53-55.

[49] Swash P M,Monhemius A J.Synthesis,characterisation and solubility testing of solids in the Ca-Fe-AsO4system[C].Sudbury '95,Mining and the Environment,1995.

[50] Fujita T,Taguchi R,Abumiya M,et al.Effect of pH on atmospheric scorodite.synthesis by oxidation of ferrous ions:physical properties and stability of the scorodite[J].Hydrometallurgy,2009,96(3):189-198.

[51] Han J T,William S.Arsenic removal from water by iron-sulphide minerals[J].ChineseSeienceBulletin,2000,45(15):1430-1434.

[52] Zhang W,Singh P,Paling E,et al.Arsenic removal from contaminated water by natural iron ores[J].MineralsEngineering,2004,17(4):517-524.

Treatment of Arsenic-bearing Industrial Wastewater by Lime-ferric Salt Method

ZHANGMing-qin,ZHOUXin-tao,LUOZhong-qiu,HAOXu-tao,HEHuan,SHIGui-jie

(Faculty of Chemical Engineering,Kunming University of Science and Technology,Kunming 650500,China)

With high arsenic precipitation efficiency, low operation costs and less drug dosing species, Lime-ferric Salt methodis widely used to treat arsenic-bearing industrial wastewater.Based on the shortage of the lime method to treat arsenic-bearing wastewater, the paper reviewedthe mechanism of the lime-ferric salt method to precipitate arsenic and effects of the factors such as pH,ratio of ferric and arsenic,and temperature on the arsenic precipitation efficiency.The process and effect of treating arsenic-containing sulfuric acid wastewater by lime-ferric salt method and the defects of the method are analyzed.

lime method;lime-ferric salt method;arsenic wastewater;calcium arsenate;ferric arsenate

NSFC-云南聯(lián)合基金資助項(xiàng)目(U1137604)；昆明理工大學(xué)自然科學(xué)研究基金資助項(xiàng)目(kkz320145016)

張明琴(1990-)，女，碩士研究生.主要從事固體廢棄物資源化的研究.

周新濤，博士，副教授，碩導(dǎo).

TQ177

A

1001-1625(2016)08-2447-07