一種顆粒狀施氏礦物及其制備方法和應(yīng)用的制作方法
【專利摘要】本發(fā)明屬于環(huán)境工程領(lǐng)域，公開了一種顆粒狀施氏礦物及其制備方法和應(yīng)用。顆粒狀施氏礦物，由生物成因施氏礦物經(jīng)NaOH溶液改性后負(fù)載在特定的載體表面上制成的平均粒徑為4.06mm的顆粒。本發(fā)明顆粒狀施氏礦物表面被紅棕色的施氏礦物所覆蓋，能最大限度的與污染物接觸，能抗擊高流速動態(tài)水流的沖擊。每個沸石表面負(fù)載的施氏礦物約為3.7mg，能最大限度的利用礦物高吸附性能的特點，同時，將其制備成小球狀，便利于吸附As的回收與再生。
【專利說明】一種顆粒狀施氏礦物及其制備方法和應(yīng)用
【技術(shù)領(lǐng)域】
[0001]本發(fā)明屬于環(huán)境工程領(lǐng)域，涉及一種顆粒狀施氏礦物及其制備方法和應(yīng)用。
【背景技術(shù)】
[0002]生物成因施氏礦物是指利用化能自養(yǎng)微生物嗜酸性氧化亞鐵硫桿菌(AcidithiobaciIlusferrooxidans,簡稱 A.ferrooxidans)在酸性條件下催化氧化FeSO4.7H20后,Fe3+進(jìn)一步水解而形成的結(jié)晶度較差的羥基硫酸鐵礦物Schwertmainnte (即施氏礦物)，其分子式為Fe8O8(OH)6SO415與化學(xué)合成的施氏礦物不同，生物成因施氏礦物因具有直接吸附As (III)、吸附量大、吸附性能幾乎不受水體中其他競爭離子影響等顯著優(yōu)點而倍受業(yè)界關(guān)注(廖岳華，2008;謝越，2009;李浙英，2010)。前期研究表明，生物成因施氏礦物對廢水中As(III)的吸附量可以達(dá)到101.9mg/g(李浙英等，2011)。然而，生物成因施氏礦物經(jīng)NaOH改性后，礦物比表面積、As (III)吸附能力等指標(biāo)特性均有進(jìn)一步提高，在室溫下改性施氏礦物對As (III)的最大吸附量由原來的101.9mg/g提高到143.3mg/g(李浙英，2010)。這一吸附性能遠(yuǎn)遠(yuǎn)超過了其他化學(xué)除As (III)吸附材料的吸附量，如Izumi等(2006)研究表明鐵基材料對砷的最大吸附量為21mg/g;Gupta等(2009)利用鐵殼聚糖復(fù)合材料吸附As (III)時，得到其最大吸附量僅為(16.15±0.32)mg/g;郭學(xué)軍等(2005)利用載鐵-FeOOH- 球形棉纖維素吸附劑對As (III)的最大吸附量達(dá)到99.6mg/g，但該吸附劑平衡時間長，經(jīng)24h才能達(dá)到吸附平衡。若采用對As吸附量低的吸附材料，會使得工程應(yīng)用時必須具備較大的反應(yīng)設(shè)備體積，進(jìn)而增加了工藝成本。因此，作為一種新型環(huán)境礦物材料，施氏礦物以其對As (III)優(yōu)異的吸附性能而顯示出廣闊的應(yīng)用前景。
[0003]然而，由于合成的施氏礦物顆粒較小，外觀呈粉末狀，因此，直接分散到水中會產(chǎn)生難以回收含砷礦物的問題，同時，當(dāng)水質(zhì)條件發(fā)生變化，被施氏礦物吸附的As(III)也有再次釋放到環(huán)境的可能。同時，在實際應(yīng)用中，將粉末狀施氏礦物填充于反應(yīng)器吸附柱中也難以抗擊高的水流速度，易被沖散而隨水流流出，使其難以用于柱狀或床式水處理裝置，工程推廣價值受到很大限制，因此關(guān)于施氏礦物的固定化或顆粒化技術(shù)的研究具有重要的環(huán)境意義。將粉末狀施氏礦物在某種外力的作用下制備成粒徑較大的顆粒，雖然能符合工程應(yīng)用的要求，但工藝成本將明顯提高，且內(nèi)部的施氏礦物由于接觸不到污染物而未達(dá)到去除污染物的作用，起作用的僅為表層施氏礦物，從而造成施氏礦物的浪費。
[0004]我們曾經(jīng)公開了一種專性吸附劑的生物合成及其用于吸附去除水中砷鉻的方法(ZL200510094428.8),主要描述了施氏礦物的微生物合成方法及其應(yīng)用效果。但直接合成然后直接應(yīng)用的施氏礦物存在如下弊端:一是對有害物質(zhì)的吸附量相對較小，例如，這種施氏礦物對Cr (VI)和As的最大吸附量分別只有55mg/g和65mg/g ;其次，它雖然能用于水中Cr(VI)和As去除，但由于是粉末狀，回收困難。CN102976437A公開了一種利用高比表面積施氏礦物作為吸附劑處理水中砷的方法，采用在高溫(70 - 900C )條件下用Fe2(SO4)3水解法合成，完全屬于化學(xué)合成方法。普遍公認(rèn)，采用三價鐵鹽高溫水解合成施氏礦物，一是成本高，F(xiàn)e2(SO4)3的價格是FeSO4.7H20的幾十倍甚至上百倍。二是條件苛刻，要合成比較純的施式礦物，能耗高且費時，因為必須高溫，且水解產(chǎn)物在孔徑2.4nm的透析袋中透析30天左右后才能獲得較純的礦物，合成周期相對較長，因此，通過此方法合成的施氏礦物開發(fā)為吸附材料用于水凈化處理上成本相對較高。同樣，它也是一種顆粒細(xì)小，外觀為粉狀的材料，同樣在水處理中存在難回收，不能直接用于柱狀或床式水處理裝置，限制了其應(yīng)用。

【發(fā)明內(nèi)容】

[0005]本發(fā)明的目的是針對現(xiàn)有技術(shù)的上述缺陷，提供一種顆粒狀施氏礦物。
[0006]本發(fā)明的另一目的是提供該顆粒狀施氏礦物的制備方法。
[0007]本發(fā)明的又一目的是提供該顆粒狀施氏礦物的應(yīng)用。
[0008]一種顆粒狀施氏礦物，由生物成因施氏礦物經(jīng)NaOH溶液改性后負(fù)載在沸石表面上制成的
[0009]粒徑為3.5 - 5.0mm,平均粒徑為4.06mm的顆粒。
[0010]所述的顆粒狀施氏礦物的平均粒徑優(yōu)選3.9~4.2mm,進(jìn)一步優(yōu)選4.06mm。
[0011]所述的顆粒狀施氏礦物優(yōu)選通過如下方法制備得到:
[0012](1)生物成因施氏礦物的改性:在pH為12的NaOH溶液中加入生物成因施氏礦物，置于23~28°C、150~200rpm搖床中振蕩10~15h，真空抽濾并用水洗滌至出水近中性，烘干，其中所述的NaOH與所述的生物成因施氏礦物的質(zhì)量比為1:240~260 ；
[0013](2)改性后的顆粒狀施氏礦物的制備:將改性的生物成因施氏礦物粉末用玻璃膠粘附于粒徑為3.4~4.9_左右的沸石顆粒表面，其中，改性后的生物成因施氏礦物粉末與沸石顆粒的質(zhì)量比大約為1:220 -280，然后在45~55°C烘箱中烘干，即為所述的顆粒狀施氏礦物，顆粒密度為1.0~1.4g/cm3。
[0014]所述的NaOH與所述的生物成因施氏礦物的質(zhì)量比優(yōu)選1:250 ;所述沸石顆粒的粒徑優(yōu)選4mm，所述烘箱的溫度優(yōu)選50°C，所述的顆粒密度優(yōu)選1.195g/cm3。
[0015]本發(fā)明所述的顆粒狀施氏礦物在處理含As地下水或含As廢水中的應(yīng)用。
[0016]一種顆粒狀施氏礦物吸附柱，填充物為本發(fā)明所述的顆粒狀施氏礦物。
[0017]一種處理含As地下水的方法，將地下水流經(jīng)本發(fā)明所述的吸附柱。
[0018]本發(fā)明所述的處理含As地下水的方法優(yōu)選地下水以20~45min的水力停留時間流經(jīng)本發(fā)明所述的吸附柱。
[0019]有益效果:
[0020]本發(fā)明針對粉末狀施氏礦物難以回收，將粉末狀施氏礦物在某種外力的作用下制備成粒徑較大的顆粒，雖然能符合工程應(yīng)用的要求，但工藝成本將明顯提高，內(nèi)部的施氏礦物由于接觸不到污染物而未達(dá)到去除污染物的作用，起作用的僅為表層施氏礦物，從而造成施氏礦物的浪費的現(xiàn)狀，以生物成因施氏礦物為原料，將其改性后負(fù)載于特定的載體表面上制成了顆粒狀施氏礦物。
[0021]本發(fā)明顆粒狀施氏礦物表面被紅棕色的施氏礦物所覆蓋，能最大限度的與污染物接觸。顆粒粒徑約為4.06mm,能抗擊高流速動態(tài)水流的沖擊,例如,在180rpm/min搖床中振蕩72h后，顆粒施氏礦物破碎率僅為4%，礦物與沸石結(jié)合緊密狀態(tài)完全能夠說明能抗擊水流及顆粒間的相互摩擦碰撞作用，礦物與沸石結(jié)合緊密。每個沸石球表面負(fù)載的施氏礦物約為3.7mg，能最大限度的利用礦物高吸附性能的特點，同時，將其制備成小球狀，便利于吸附As的回收與再生。
[0022]進(jìn)水砷含量越低、流速較低條件下，穿透曲線較為平緩，顆粒狀施氏礦物吸附柱對含As地下水表現(xiàn)出良好的吸附性能。當(dāng)進(jìn)水As (III)濃度為0.2mg/L，流速為1.2mL/min時吸附效果最佳，穿透體積為800BV時，出水As含量仍低于飲用水標(biāo)準(zhǔn)限值(lOyg/L)。因此，顆粒狀施氏礦物作為一種高效除砷材料，在實際工程運用上將展現(xiàn)出廣闊的應(yīng)用前景。
【專利附圖】

【附圖說明】
[0023]圖1顆粒狀施氏礦物。
[0024]圖2顆粒施氏礦物吸附柱去除含砷地下水裝置圖，1:含As地下水，2:蠕動泵，3:顆粒狀施氏礦物，4:玻璃纖維墊層，5:出水。吸附柱的基本參數(shù):內(nèi)徑:29.3mm，空床體積:65ml，填充吸附劑后的床體積:40ml，孔隙度:0.49。
[0025] 圖3進(jìn)水As (III)濃度對顆粒狀施氏礦物吸附效果的影響
[0026]圖A:出水中As(III)殘留濃度；圖B:As (III)的去除率(pH7.0，流速:1.2ml/minlBV:40ml)。
[0027]圖4進(jìn)水流速對顆粒狀施氏礦物吸附柱除As(III)效果的影響(進(jìn)水As(III):0.2mg/L, ρΗ7.0, IBV:40ml)。
[0028]圖5不同形態(tài)砷對吸附柱去除效果的影響(進(jìn)水CAs:0.2mg/L,pH7.0, IBV:40ml)
[0029]圖6顆粒施氏礦物吸附柱去除As (III)的穿透曲線
[0030]圖7顆粒施氏礦物吸附柱去除地下水中As的穿透曲線
[0031]生物材料保藏信息
[0032]LX5,分類命名為氧化亞鐵硫桿菌(Thiobacillus ferrooxidans),保藏于中國微生物菌種保藏管理委員會普通微生物中心，保藏地址為中國.北京.中關(guān)村，保藏日期為2002-3-13，保藏編號為 CGMCC N0.0727。
【具體實施方式】
[0033]實施例1顆粒狀施氏礦物的制備
[0034](I)稱取按照ZL200510094428.8實施例1公開的方法制備的生物成因施氏礦物粉末20g，加入到盛有pH為12的200mL NaOH溶液的錐形瓶中；
[0035](2)將上述錐形瓶置于25°C、180rpm搖床中振蕩12h ；
[0036](3)將上述溶液進(jìn)行真空抽濾并用水洗滌3-5次，直至出水近中性，烘干。
[0037](4)將Ig上述改性后的粉狀施氏礦物用玻璃膠粘附于250g粒徑為4mm左右的沸石顆粒表面，并在50°C烘箱中烘干，即為顆粒狀施氏礦物，小顆粒密度為1.195g/cm3，將其置于干燥箱中貯存?zhèn)溆谩?br> [0038](5)為觀察顆粒的抗破碎能力，將50粒顆粒狀施氏礦物加IOOmLH2O置于250mL錐形瓶中，置于180r/min、25°C搖床中振蕩72h，觀察施氏礦物在載體上的粘結(jié)程度，表面有施氏礦物脫落的視為破碎，計算破碎率。
[0039]人工制備的顆粒狀施氏礦物外觀見圖1，從圖1可以看出，產(chǎn)物呈規(guī)則的小球形，表面被紅棕色的施氏礦物所覆蓋，能最大限度的與污染物接觸。顆粒粒徑約為4.06mm,能抗擊高流速動態(tài)水流的沖擊，例如，在180rpm/min搖床中振蕩72h后，顆粒施氏礦物破碎率僅為4%，礦物與沸石結(jié)合緊密狀態(tài)完全能夠說明能抗擊水流及顆粒間的相互摩擦碰撞作用，礦物與沸石結(jié)合緊密。每個沸石表面負(fù)載的施氏礦物約為3.7mg，能最大限度的利用礦物高吸附性能的特點，同時，將其制備成小球狀，便利于吸附As的回收與再生。
[0040]實施例2顆粒狀施氏礦物吸附柱的制備
[0041]稱取44g顆粒狀施氏礦物(實施例1制備)填充于內(nèi)徑29.3mm，柱高為118.98mm的有機(jī)玻璃柱中，玻璃柱上下各填充5mm的玻璃纖維，實際吸附劑高度為108mm，裝填密度為0.604g/cm3，孔隙度為49.4%，人工配制含砷地下水通過蠕動泵(LDB-M電子蠕動泵)在一定的進(jìn)水流速從下至上通過吸附柱。圖2為吸附柱試驗裝置示意。
[0042]實施例3顆粒狀施氏礦物吸附柱對模擬水中As (III)和As (V)的吸附去除
[0043]3.1試驗方法
[0044]3.1.1As (III)和 As (V)溶液的制備
[0045]將在110°C下干燥2h的分析純As2O30.6595g溶于20mL質(zhì)量分?jǐn)?shù)為40%的NaOH溶液溶解，用超純水(>18MQcm)適度稀釋，然后用優(yōu)級純鹽酸調(diào)節(jié)溶液pH至7.0，定容至5001^，此儲備液八8(111)濃度為1000mg/L，于4°C冰箱中避光保存。
[0046]準(zhǔn)確稱取1.2015g KH2AsO4于燒杯中，加IOOmL超純水(>18Μ Ω cm)，稀HCl調(diào)節(jié)至pH = 7.0，定容至500mL，此儲備液As(V)濃度為1000mg/L，于4°C冰箱中避光保存。
[0047]3.1.2進(jìn)水As (III)濃度對吸附柱除砷的影響
[0048]顆粒狀施氏礦物吸附柱通過質(zhì)量濃度分別為0.2mg/L、0.3mg/L和0.5mg/L的As(III)溶液，以1.2mL/min的流速流經(jīng)吸附柱，每隔一定床體積取出ImL流出液，對流出液As(III)的含量進(jìn)行監(jiān)測。
[0049]3.1.3流速對吸附柱除砷的影響
[0050]進(jìn)水As (III)濃度為 0.2mg/L,分別為 1.2mL/min、2.4mL/min 和 7.2mL/min 的流速流經(jīng)吸附柱，即相當(dāng)于接觸時間分別為30min、15min和5min,每隔一定床體積取ImL流出液，測定出水中As(III)的含量。
[0051]3.1.4As形態(tài)對吸附柱除砷的影響
[0052]顆粒狀施氏礦物吸附柱分別通過As質(zhì)量濃度為0.2mg/L的As (III)、As (V)及As (III)和As (V) 1:1共存溶液，以1.2mL/min的流速流過吸附柱，每隔一定床體積取出ImL流出液，測定出水中As的含量。
[0053]3.2分析測定方法
[0054]溶液pH用雷磁pHS-3C精密pH計測定。As(III)采用氫化物發(fā)生_原子熒光光譜法(HG - AFS)測定(楊春等.2009 ；Guo和Chen，2005)。儀器為北京瑞利公司生產(chǎn)的AF - 610A型原子熒光光譜儀，測定條件為:負(fù)高壓280V，燈電流80mA，原子化器高度7mm，原子化器溫度:室溫，載氣(Ar:99.999% )流量為800mL/min。測量方法:標(biāo)準(zhǔn)曲線法，線性相關(guān)系數(shù)>0.9990 ;用峰面積法進(jìn)行定量，檢測限為10 μ g/L。載液為4%的優(yōu)級純HCl ;還原劑為1.5%的KBH4和0.5%的KOH0
[0055]3.3 結(jié)果
[0056]3.3.1進(jìn)水As (III)濃度對吸附柱吸附效果的影響
[0057]為研究進(jìn)水As (III)濃度對吸附柱除砷效果的影響，進(jìn)水As (III)初始濃度分別設(shè)為0.2mg/L、0.3mg/L和0.5mg/L,水流速度1.2mL/min,試驗結(jié)果見圖3(a)和3 (b),分別代表出水中殘留的As (III)和As (III)去除率隨反應(yīng)床體積的變化規(guī)律。從圖3可知，不同進(jìn)水As (III)對吸附柱影響較大，要達(dá)到出水濃度為10 μ g/L以下，其穿透體積隨著進(jìn)水濃度增大而降低。當(dāng)進(jìn)水As (III)濃度為0.5mg/L時，由于水力停留時間較短(t = 30min),出水As (III)含量在10 μ g/L以上，已超過《生活飲用水衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》(GB5749 — 2006)，因此，當(dāng)處理高As(III)地下水(>0.5mg/L)時應(yīng)適當(dāng)延長水力停留時間，使礦物與污染物得到充分接觸而使水質(zhì)達(dá)標(biāo)排放；當(dāng)進(jìn)水As (III)濃度為0.2mg/L時，在前950倍床體積(BV), As(III)去除率在90%以上，其10 μ g/L的穿透體積為800BV，當(dāng)As (III)初始濃度為0.3mg/L時，其10 μ g/L的穿透體積(420BV)約為低濃度(CAs(m) = 0.2mg/L)時的一半，As(III)的去除率在800BV時仍在95%以上，可見在進(jìn)水流速為1.2mL/min時，顆粒狀施氏礦物吸附柱對As (III)含量低于0.3mg/L的地下水時，仍具有較高吸附效率。而大部分砷污染地下水中砷含量在50~200 μ g/L之間(Voutsa等，1994)，因此，顆粒狀施氏礦物仍具有較廣的應(yīng)用范圍，對于某些特殊的高砷地區(qū)，則可采用延長水力停留時間來保證其出水水質(zhì)達(dá)到飲用水標(biāo)準(zhǔn)。
[0058]3.3.2進(jìn)水流速或接觸時間對吸附柱除As (III)的影響
[0059]圖4為在模擬含砷地下水(0.2mg/L)條件下，進(jìn)水流速為1.2,2.4和7.2mL/min時As(III)的流出曲線。由圖可以得出流速對吸附柱除砷效果影響較大。當(dāng)進(jìn)水流速為1.2mL/min,即水力停留 時間為30min時，其10 μ g/L的穿透體積為800BV，穿透曲線較為平緩；當(dāng)進(jìn)水流速為2.4mL/min(t = 15min)時,其10 μ g/L的穿透體積降低至150BV,隨著反應(yīng)時間延長，流出液中As(III)含量增加迅速，至400BV時，檢測到出水中As(III)為40 μ g/L，遠(yuǎn)遠(yuǎn)超過了地下水砷含量的飲用標(biāo)準(zhǔn)；進(jìn)水流速加快,使得出水中As(III)含量越高，當(dāng)進(jìn)水流速為7.2mL/min(t = 5min)時，由于污染物與礦物接觸時間過短,使得一開始出水砷含量就超過10 μ g/L，出水中As (III)的濃度呈直線上升。從以上試驗結(jié)果可知，流速較慢時，固液相接觸充分，10 μ g/L的穿透點出現(xiàn)晚，礦物的處理量大。隨著流速的增加，10 μ g/L的穿透曲線變陡，曲線寬度變窄，穿透時間縮短，穿透點提前，因此達(dá)到飽和吸附量的時間也將更短。3.3.3進(jìn)水砷形態(tài)對吸附柱去除效果的影響
[0060]為了解進(jìn)水砷形態(tài)對顆粒狀施氏礦物吸附柱除砷效果的影響，試驗設(shè)計了兩種單獨形態(tài)無機(jī)砷(As(III)和As (V))以As (V)和As (V) (1:1)共存地下水，進(jìn)水速度均為1.2mL/min。由于地下水氧化還原電位較低，砷在水中主要以As (III)形態(tài)為主，但仍存在部分As (V)，因此，兩種無機(jī)砷(As(III)和As (V))共存是含砷地下水的最常見情況，其10 μ g/L穿透點在550BV左右，可見顆粒狀施氏礦物仍具有較高的吸附能力。在進(jìn)水pH為7時，顆粒狀施氏礦物對As (III)的吸附性能明顯優(yōu)于對As (V)的吸附，其lOyg/L穿透點分別在800BV和500BV，這可能與進(jìn)水pH存在密切聯(lián)系。在低pH條件下，施氏礦物對As (V)吸附最佳；而較高pH下,優(yōu)先吸附As(III)而非As (V) (Burton等，2009),因此隨著體系中As(V)含量的增加，穿透曲線變陸，穿透時間縮短，對于As (V)和As(III)共存體系其穿透體積介于兩者之間。
[0061]3.3.4吸附柱去除As(III)穿透曲線
[0062]在進(jìn)水As (III)濃度為0.2mg/L,流速1.2mL/min時，顆粒狀施氏礦物去除As(III)的柱實驗流出曲線如圖6所示。
[0063]根據(jù)我國新的《地下水飲用標(biāo)準(zhǔn)》和WTO推薦的飲用水砷衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)10 μ g/L,吸附劑去除As (III)的穿透體積為800BV，穿透容量為1.6mg/g，除砷能力明顯優(yōu)于其他除砷劑，如Katsoyiannis和Zouboulis (2002)利用載鐵大孔磺酸基聚苯乙烯樹脂吸附去除As (III)，結(jié)果表明當(dāng)進(jìn)水As (III)濃度為50 μ g/L，空床接觸時間為35min時，其10 μ g/L穿透體積為17BV，當(dāng)進(jìn)水砷濃度增加至0.2mg/L時，出水中砷含量已超過10 μ g/L,未能達(dá)到地下水飲用標(biāo)準(zhǔn)。吸附質(zhì)隨著吸附時間的延長，會出現(xiàn)明顯的吸附帶。所謂吸附帶即為正在發(fā)生吸附作用的那段填充層，當(dāng)吸附帶下緣移到填充層下端時，從裝置中流出的廢水中便開始出現(xiàn)吸附質(zhì)，隨著吸附延長，出水中吸附質(zhì)的濃度逐漸增加，直到等于原水的濃度時為止(張自杰，2000)。本實驗在穿透體積為3300BV時，流出液中As(III)濃度與進(jìn)水As(III)濃度比值接近KQ/Q = 0.98)，認(rèn)為此時顆粒狀施氏礦物對As (III)吸附基本達(dá)到飽和，純施氏礦物對As (III)吸附容量為6.6mg/g,吸附性能明顯優(yōu)于其他除砷材料，如Nikolaos等(2003)利用Fe。去除水中As (III)試驗表明，對As (III)的吸附量為4.4mg/g，但出水中Fe2+濃度高達(dá)70mg/L，該方法運行8個月后，鐵泄露量為73% ;Nikolaidis等(2008)采用Zero-valent iron吸附去除As(III)的柱實驗表明，對As (III)的最大吸附量為 1.15mg/g。
[0064]實施例4顆粒狀施氏礦物吸附柱對地下水中As (III)吸附去除
[0065]在江蘇某地地下水監(jiān)測井(井號為3201140120)旁構(gòu)建顆粒狀施氏礦物填充吸附柱用于對對該含砷地下水的凈化，其地下水水質(zhì)見表1。
[0066](1)稱取IOOkg顆粒狀施氏礦物填充于內(nèi)徑460mm，柱高為1200mm的有機(jī)玻璃柱中，玻璃柱上下各填充IOOmm的玻璃纖維，實際吸附劑高度為1000mm，柱中顆粒狀施氏礦物裝填密度為0.604g/cm3,孔隙度為49.4%。
[0067](2)將砷超標(biāo)地下水通過蠕動泵以2.74L/min進(jìn)水流速從下至上通過吸附柱，水力停留時間大約30min。
[0068](3)不斷收集出水，測定水中As濃度，其穿透曲線見圖7。結(jié)果發(fā)現(xiàn)，當(dāng)過柱的地下水體積在1080BV以內(nèi)，即大約進(jìn)水體積在90m3以內(nèi)時，出水砷濃度在我國《地下水飲用標(biāo)準(zhǔn)》和WTO推薦的飲用水砷衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)10 μ g/L以下。在此體積內(nèi)，出水水質(zhì)指標(biāo)穩(wěn)定，見表2。
[0069]表1江蘇某地地下水水質(zhì)(勘探井編號3201140120)
[0070]
【權(quán)利要求】
1.一種顆粒狀施氏礦物，其特征在于由生物成因施氏礦物經(jīng)NaOH溶液改性后負(fù)載在沸石表面上制成的粒徑為3.5-5.0mm，平均粒徑為4.06mm的顆粒。
2.根據(jù)權(quán)利要求1所述的顆粒狀施氏礦物，其特征在于所述的顆粒狀施氏礦物的平均粒徑為3.9~4.2mm,優(yōu)選4.06_。
3.根據(jù)權(quán)利要求1或2所述的顆粒狀施氏礦物，其特征在于所述的顆粒狀施氏礦物通過如下方法制備得到: (1)生物成因施氏礦物的改性:在pH為12的NaOH溶液中加入生物成因施氏礦物，將其置于23~28°C、150~200rpm搖床中振蕩10~15h，真空抽濾并用水洗滌至出水近中性，烘干，其中所述的NaOH與所述的生物成因施氏礦物的質(zhì)量比為1:240~260 ； (2)改性后的顆粒狀施氏礦物的制備:將改性的生物成因施氏礦物粉末用玻璃膠粘附于粒徑為3.4~4.9_左右的沸石顆粒表面，其中，改性后的生物成因施氏礦物粉末與沸石顆粒的質(zhì)量比大約為1:220-280，然后在45~55°C烘箱中烘干，即為所述的顆粒狀施氏礦物，顆粒密度為1.0~1.4g/cm3。
4.根據(jù)權(quán)利要求3所述的顆粒狀施氏礦物，其特征在于所述的NaOH與所述的生物成因施氏礦物的質(zhì)量比為1:250 ;所述沸石顆粒的粒徑為4mm，所述烘箱的溫度為50°C，所述的顆粒密度為1.195g/cm3。
5.權(quán)利要求1所述的顆粒狀施氏礦物在處理含As地下水或含As廢水中的應(yīng)用。
6.一種顆粒狀施氏礦物吸附柱，其特征在于填充物為權(quán)利要求1所述的顆粒狀施氏礦物。
7.一種處理含As地下水的方法，其特征在于將地下水流經(jīng)權(quán)利要求6所述的吸附柱。
8.根據(jù)權(quán)利要求7所述的方法，其特征在于地下水以20~45min的水力停留時間流經(jīng)權(quán)利要求6所述的吸附柱。
【文檔編號】C02F1/62GK103910402SQ201410012186
【公開日】2014年7月9日 申請日期:2014年1月10日 優(yōu)先權(quán)日:2014年1月10日
【發(fā)明者】周立祥, 李浙英, 梁劍茹 申請人:周立祥