高鐵酸鉀的制備及其對(duì)水中As(III)、Pb(II)的去除效能研究

王穎馨， 周雪婷， 卜洪龍，2， 藍(lán)冰燕*， 李來(lái)勝*, 孫強(qiáng)強(qiáng)， 房思雅

(1. 華南師范大學(xué)化學(xué)與環(huán)境學(xué)院，廣州 510006; 2. 環(huán)境保護(hù)部華南環(huán)境科學(xué)研究所，國(guó)家環(huán)境保護(hù)水環(huán)境模擬與污染控制重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，廣州 510655)

高鐵酸鉀的制備及其對(duì)水中As(III)、Pb(II)的去除效能研究

王穎馨1， 周雪婷1， 卜洪龍1，2， 藍(lán)冰燕1*， 李來(lái)勝1*, 孫強(qiáng)強(qiáng)1， 房思雅1

(1. 華南師范大學(xué)化學(xué)與環(huán)境學(xué)院，廣州 510006; 2. 環(huán)境保護(hù)部華南環(huán)境科學(xué)研究所，國(guó)家環(huán)境保護(hù)水環(huán)境模擬與污染控制重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，廣州 510655)

利用正交法得出次氯酸鹽氧化法合成高鐵酸鉀的最佳工藝條件，以FTIR、XRD、SEM、EDS、TEM表征證實(shí)其純度可達(dá)95%. 在砷、鉛單獨(dú)及復(fù)合污染的處理中比較了K2FeO4投加量、起始pH對(duì)處理效果的影響. 實(shí)驗(yàn)表明，當(dāng)砷、鉛起始質(zhì)量濃度為2 mg/L，溶液pH 6.5，鐵砷質(zhì)量濃度比為16或鐵鉛質(zhì)量濃度比為4時(shí)，沉淀后水中砷、鉛質(zhì)量濃度均可低于10 μg/L；K2FeO4同樣能有效處理砷鉛復(fù)合污染，在K2FeO4投加量為24 mg/L時(shí)，對(duì)砷、鉛的去除率分別為99.30%和100%；與單獨(dú)污染相比，低K2FeO4投加量下，砷與鉛的競(jìng)爭(zhēng)關(guān)系明顯.通過(guò)結(jié)合Visual MINTEQ化學(xué)平衡模擬軟件對(duì)實(shí)驗(yàn)機(jī)理進(jìn)行分析表明：高鐵酸鉀通過(guò)氧化、電中和及表面絡(luò)合等作用去除水中砷、鉛.

高鐵酸鉀； 氧化絮凝； 砷； 鉛

砷是自然界中一種有毒類(lèi)金屬物質(zhì)，在一定條件下轉(zhuǎn)化為不同形態(tài)或和其它元素結(jié)合成難溶化合物，主要以含氧陰離子形式存在. 我國(guó)受砷污染的地下水大多處于還原環(huán)境，主要以As(III)存在，且As(III)的毒性、溶解性和流動(dòng)性遠(yuǎn)大于As(V)，所以通常將As(III)氧化為As(V)去除[1-2]. 鉛及其化合物是一種不可降解的污染物，多以金屬陽(yáng)離子形式存在，可通過(guò)廢水、廢氣、廢渣流入環(huán)境，危害人體健康[3]，除鉛的方法主要有化學(xué)沉淀法、離子交換法、吸附法、生物法等，其中以吸附去除為主.

濕式氧化法制備K2FeO4步驟復(fù)雜，工藝控制嚴(yán)格[6]，尚未開(kāi)發(fā)出適合規(guī)?；a(chǎn)的工藝，尤其是針對(duì)純度較高的固態(tài)產(chǎn)品，是限制六價(jià)高鐵酸鹽應(yīng)用的重要原因.在整個(gè)工藝過(guò)程中KOH消耗量大，且對(duì)設(shè)備腐蝕最為嚴(yán)重.

有關(guān)K2FeO4對(duì)鉛單獨(dú)污染及砷、鉛復(fù)合污染去除研究的報(bào)道尚少，而復(fù)合污染的事例卻更為常見(jiàn)，如郴州市某冶煉廠的二次供水池因管理不當(dāng)導(dǎo)致35人砷、鉛中毒；貴州某金礦廢水中含有大量砷、鉛廢水等. 因此，本研究選取As(III)類(lèi)金屬和Pb(II)重金屬為目標(biāo)污染物，通過(guò)實(shí)驗(yàn)考察K2FeO4去除砷、鉛單獨(dú)及復(fù)合污染的性能，結(jié)合Visual MINTEQ軟件計(jì)算和模擬平衡狀態(tài)下溶液中溶解物質(zhì)的化學(xué)形態(tài)探討去除效果的差異及機(jī)理. 利用高鐵酸鉀作為絮凝劑去除重金屬離子，在處理工藝和技術(shù)上，是否需增設(shè)預(yù)氧化池，是否需調(diào)酸調(diào)堿設(shè)備，本研究結(jié)果為處理工業(yè)污水或處理突發(fā)性重金屬污染提供指導(dǎo).

1　實(shí)驗(yàn)材料與方法

1.1實(shí)驗(yàn)儀器

BSA124S電子分析天平；PHS-3C雷磁pH計(jì)；TAS-986火焰型原子吸收光譜儀；DF-101S集熱式恒溫加熱磁力攪拌器；varian 730es-ICP電感耦合等離子光譜儀；SHZ-D(III)真空抽濾泵；KDC-40低速離心機(jī)；721G-100可見(jiàn)分光光度計(jì)；TU-1810紫外分光光度計(jì)；IRPrsetige-21傅里葉紅外光譜分析儀.

1.2主要藥劑

自制K2FeO4固體：純度為95%以上；NaAsO2標(biāo)準(zhǔn)儲(chǔ)備液：200 mg/L；Pb(NO3)2標(biāo)準(zhǔn)儲(chǔ)備液：1 000 mg/L；氫氧化鈉：0.1 mol/L；鹽酸：1%. 實(shí)驗(yàn)所用水均為去離子水；實(shí)驗(yàn)中純度未說(shuō)明試劑均為分析純；實(shí)驗(yàn)中玻璃器皿均經(jīng)稀硝酸浸泡過(guò)夜，去離子水清洗后使用.

1.3實(shí)驗(yàn)方法

1.3.1K2FeO4制備方法采用次氯酸鹽氧化法(濕式氧化法)[6]制備K2FeO4，具體操作如下：將由33.4 g KMnO4與110 mL 濃鹽酸制得的氯氣通入一定體積分?jǐn)?shù)的KOH溶液中得次氯酸鉀溶液，向溶液中第1次投加KOH固體得飽和次氯酸鉀溶液，然后繼續(xù)投加37.5 g Fe(NO3)3·9H2O以反應(yīng)生成K2FeO4，接著第2次投加KOH固體至溶液飽和；將混合液離心得K2FeO4粗產(chǎn)品，經(jīng)1 mol/L KOH溶液洗滌后抽濾，將濾液倒入300 mL飽和KOH溶液并于冰浴中靜置30 min，抽濾后取濾渣得K2FeO4晶體；最后，用正己烷、無(wú)水甲醇、無(wú)水乙醚依次洗去雜質(zhì)，經(jīng)真空干燥后取適量產(chǎn)物分析純度.

1.3.2高鐵酸鉀的定量檢測(cè)選擇了直接分光光度法[11]測(cè)定產(chǎn)物中高鐵酸鉀的純度, 即稱(chēng)取0.039 6 g高鐵酸鉀樣品，溶于200 mL燒杯中，立即放入紫外可見(jiàn)分光光度計(jì)中，510 nm處測(cè)Abs值. 用以下公式可算出高鐵酸鉀的純度.

Abs=ε×b×Cexp，

(1)

(2)

式中：Abs為測(cè)得的吸光度值；ε為摩爾吸光系數(shù)，1 150 L/(mol·cm)；b為比色皿的光程，1 cm；w為高鐵酸鉀的質(zhì)量分?jǐn)?shù)(%)；Cexp為實(shí)驗(yàn)測(cè)得的高鐵酸鉀濃度(mol/L)；Ctheo為高鐵酸鉀的理論濃度值(mol/L).

1.3.3高鐵酸鉀的表征方法

(1)高鐵酸鉀的FTIR分析.將KBr置于紫外干燥箱中干燥，取少量K2FeO4固體樣品與干燥后的溴化鉀放在一起，于研缽中研磨均勻后取出壓片，把壓好的薄片放置于傅里葉紅外光譜分析儀(IRPrsetige-21，日本島津公司)上進(jìn)行樣品測(cè)定.測(cè)試條件：波數(shù)范圍400～4 000 cm-1，掃描次數(shù)16次/分鐘.

(2)高鐵酸鉀的XRD分析.K2FeO4固體的X射線衍射分析使用德國(guó)Bruker 公司的BRUKER D8 ADVANCE型X射線粉末衍射儀.測(cè)試條件：Cu靶Kα射線，=0.154 18 nm，管電壓為40 kV，管電流為30 mA，掃描速度4°/min，掃描范圍10°～80°(2θ).

(3)高鐵酸鉀的SEM和EDS分析.取少量K2FeO4固體，切割成合適尺寸大小，作噴鍍導(dǎo)電層處理，再用導(dǎo)電膠粘結(jié)在樣品座上，使用德國(guó)Carl Zeiss公司的ZEISS Ultra 55型掃描電鏡測(cè)出SEM圖，采用配套設(shè)備進(jìn)行EDS分析.

(4)高鐵酸鉀的TEM分析.取少量K2FeO4固體浸于無(wú)水乙醇中，超聲30 min使之分散均勻.然后用移液槍吸取少量液體滴到銅網(wǎng)上，在紅外燈下烘干后測(cè)試.K2FeO4的微觀形貌由透射電鏡(TEM，JEM-2100HR，JEOL，Japan)得到，加速電壓為120 kV.

1.3.4高鐵酸鉀去除污染物的實(shí)驗(yàn)過(guò)程包括氧化絮凝/無(wú)氧化絮凝-靜置-過(guò)濾3個(gè)步驟. 在氧化-絮凝部分：于室溫下，將質(zhì)量濃度為2 mg/L的As(III)、Pb(II)或復(fù)合水樣分別轉(zhuǎn)移至一系列燒杯中，加入一定量的高鐵酸鉀固體粉末，用1%的鹽酸和0.1 mol/L的氫氧化鈉調(diào)節(jié)pH，300 r/min轉(zhuǎn)速攪拌10 min，100 r/min轉(zhuǎn)速再攪絆15 min，靜置沉淀30 min后取上清液過(guò)濾膜，最后通過(guò)AAS和ICP測(cè)溶液中剩余金屬質(zhì)量濃度. 在無(wú)氧化-絮凝部分：即通過(guò)調(diào)節(jié)溶液pH 6.5，使高鐵酸鉀瞬時(shí)分解[12]，形成新生態(tài)的三價(jià)鐵水解產(chǎn)物，去除其氧化性，重復(fù)上述實(shí)驗(yàn)操作，考察高鐵酸鉀自身氧化性對(duì)絮凝處理效果的影響.

2　結(jié)果與討論

2.1高鐵酸鉀的制備優(yōu)化及表征

設(shè)計(jì)一組3因素3水平的正交實(shí)驗(yàn)(表1)對(duì)KOH用量進(jìn)行了優(yōu)化，同一條件下重復(fù)3次，確定最佳條件，正交實(shí)驗(yàn)結(jié)果見(jiàn)表1、表2.

根據(jù)表1和表2結(jié)果，得到影響K2FeO4純度因素的主次順序?yàn)椋篕OH體積分?jǐn)?shù)：50%；KOH第1次投加量：40 g；KOH第2次投加量：20 g，其中KOH%為最大影響因素. 與Delande等[6]所使用的KOH量相比(KOH體積分?jǐn)?shù)：60%；KOH第1次投加量：90 g；KOH第2次投加量：60 g)均有所減少.

根據(jù)正交實(shí)驗(yàn)結(jié)果，確定了K2FeO4最佳制備條件，對(duì)不同純度高鐵酸鉀產(chǎn)品進(jìn)行FTIR分析，并對(duì)高純度產(chǎn)品進(jìn)行了XRD、EDS、SEM、TEM定性分析(圖1、圖2). 由FTIR譜圖可以看出，在 805 nm處出現(xiàn)了寬而強(qiáng)的吸收峰，此為高鐵酸鉀晶體中Fe—O鍵的反對(duì)稱(chēng)伸縮振動(dòng)的特征吸收峰；在1 100 nm處出現(xiàn)了一個(gè)弱的Fe—O鍵的伸縮振動(dòng)特征吸收峰；此外，在1 300 nm處出現(xiàn)的吸收峰與Fe—O鍵振動(dòng)頻率的吸收波數(shù)相符；在780 nm處的肩峰對(duì)應(yīng)Fe—O的非對(duì)稱(chēng)伸縮振動(dòng)；1 623 nm處的吸收峰對(duì)應(yīng)氫氧鍵的彎曲振動(dòng). 純度較高的高鐵酸鉀晶體則雜峰相對(duì)較少.

表1高鐵酸鉀制備的實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)及正交實(shí)驗(yàn)極差分析

Table 1Experimental design for the preparation of K2FeO4and the analysis from Orthogonal method

實(shí)驗(yàn)KOH%KOH1/gKOH2/g純度/%11(50)1(40)1(10)85.7421(50)2(50)2(20)89.6531(50)3(60)3(30)76.7642(60)1(40)2(20)87.0452(60)2(50)3(30)80.6162(60)3(60)1(10)70.0973(70)1(40)3(30)77.3083(70)2(50)1(10)70.8793(70)3(60)2(20)73.13X184.05083.36075.567X279.24780.37783.273X373.76773.32778.223R10.28310.0337.706

注：KOH1指的是氫氧化鉀第1次的投加量；KOH2指的是氫氧化鉀第2次的投加量.

表2　高鐵酸鉀的方差分析表

*P<0.05

圖1　不同純度高鐵酸鉀的傅里葉紅外圖

從圖2A的XRD圖看出，在20.68°、29.82°、30.12°、34.62°、45.22°處都出現(xiàn)了特征峰，與高鐵酸鉀標(biāo)準(zhǔn)譜圖基本一致，說(shuō)明制備的高鐵酸鉀的純度很高；圖2B表明制備的樣品含有K、Fe、O元素，無(wú)其他雜質(zhì)元素，說(shuō)明高鐵酸鉀的純度很高；圖2C放大500倍的SEM圖可知，以硝酸鐵為鐵源制備的高鐵酸鉀晶體形成了片狀，且晶體比較穩(wěn)定，與文獻(xiàn)[13]中所述高鐵酸鉀晶體是線條狀或者六面體狀不同，可能與鐵源的不同有關(guān)；圖2D 表明高純度高鐵酸鉀呈顆粒狀，大小規(guī)則，且粒徑在10～30 nm區(qū)間內(nèi).

圖2　合成的高鐵酸鉀表征

2.2高鐵酸鉀除砷的效率

2.2.1高鐵酸鉀氧化-絮凝和無(wú)氧化-絮凝三價(jià)砷的效率不同K2FeO4質(zhì)量濃度處理含2 mg/L As(III)水樣，調(diào)節(jié)pH至6.5，實(shí)驗(yàn)結(jié)果見(jiàn)圖3. K2FeO4投加量為8 mg/L時(shí)，除砷率僅為15.70%，隨著投加量增大，除砷速度先快后慢，K2FeO4投加量為32 mg/L，除砷率可達(dá)到99.51%，溶液中砷質(zhì)量濃度為9.8 μg/L，符合《生活飲用水衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》(GB5749-2006)一類(lèi)水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)(10 μg/L)；若繼續(xù)增大投加量，對(duì)除砷率影響相對(duì)較小. 若單純考慮除砷效果，32 mg/L高鐵酸鉀為最佳投加量，此時(shí)鐵砷質(zhì)量濃度比為16，而傳統(tǒng)的三氯化鐵絮凝劑除砷，兩者比值達(dá)100以上[14]，顯示出高鐵酸鉀優(yōu)良的絮凝特性. 綜合考慮，選擇16 mg/L K2FeO4投加量來(lái)進(jìn)行后續(xù)的實(shí)驗(yàn)研究.

圖3高鐵酸鉀投加量對(duì)氧化絮凝和無(wú)氧化絮凝As(III)效率的影響

Figure 3Effect of ferrate (VI) dose on the removal of As(III) by oxidation-coagulation of K2FeO4and by coagulation only

2.2.2pH對(duì)高鐵酸鉀氧化絮凝三價(jià)砷效能的影響pH影響水中砷的形態(tài)分布和高鐵酸鉀分解產(chǎn)物的帶電性質(zhì).溶液pH對(duì)K2FeO4氧化絮凝去除As(III)有較大影響. 本文在探究此因素影響時(shí)，設(shè)定模擬廢水As(III)質(zhì)量濃度為2 mg/L，K2FeO4質(zhì)量濃度為16 mg/L.

圖4　pH對(duì)高鐵酸鉀氧化絮凝As(III)效能的影響

圖5　Visual MINTEQ擬合As(V)的化學(xué)形態(tài)[18]

Figure 5As(V) species in aqueous solution as a function of pH simulated by Visual MINTEQ[18]

2.3高鐵酸鉀除鉛的效率

2.3.1高鐵酸鉀投加量對(duì)去除鉛效率的影響不同K2FeO4質(zhì)量濃度處理含2 mg/L Pb(II)水樣，調(diào)節(jié)pH至6.5， K2FeO4對(duì)Pb(II)有較強(qiáng)的去除效果(圖6)，4 mg/L K2FeO4可去除94.13%的鉛；當(dāng)K2FeO4質(zhì)量濃度為8 mg/L時(shí)，鉛的去除率就已經(jīng)達(dá)到了97.34%，鉛質(zhì)量濃度低于10 μg/L，達(dá)到國(guó)家《生活飲用水衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》(GB5749-2006)一類(lèi)水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)(10 μg/L)，繼續(xù)增加K2FeO4投加量則對(duì)鉛的去除率無(wú)明顯影響. 新生態(tài)的Fe3+具有更大的吸附容量[19]，投加少量K2FeO4即可達(dá)到良好的鉛吸附效果，這與文獻(xiàn)[20]中在pH 6條件下，20～100 mg/L的高鐵酸鹽可使水中Pb(II)質(zhì)量濃度由4.8 mg/L降至小0.1 mg/L一致.

圖6　高鐵酸鉀投加量對(duì)去除Pb(II)效率的影響

Figure 6Effect of ferrate (VI) dose on the removal rate of Pb(II) by K2FeO4

2.3.2pH對(duì)高鐵酸鉀去除鉛效率的影響鉛在天然水中以多種形態(tài)存在, 水體pH直接影響水中鉛的形態(tài)及其在水中的吸附行為[3]，在探究pH對(duì)K2FeO4處理水中Pb(II)影響時(shí)，設(shè)定模擬廢水含Pb(II) 質(zhì)量濃度為2 mg/L，K2FeO4質(zhì)量濃度為16 mg/L，實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖7所示.

圖7　pH對(duì)高鐵酸鉀去除Pb(II)效率的影響

在酸性條件下，K2FeO4分子由于質(zhì)子化作用發(fā)生結(jié)構(gòu)重整，在分子內(nèi)發(fā)生氧化還原反應(yīng)并瞬間完成[12]，最終K2FeO4在水中分解轉(zhuǎn)化為Fe3+. 利用Visual MINTEQ 軟件計(jì)算和模擬平衡狀態(tài)下溶液中Pb(II)化學(xué)形態(tài)(圖8)，當(dāng)pH<5時(shí)，鉛幾乎全以Pb2+形式存在；隨pH上升，Pb2+與水分子結(jié)合為Pb(OH)+，而高鐵酸鉀分解產(chǎn)物表面所帶正電荷減少，導(dǎo)致兩者間的靜電斥力減弱，有利于吸附的發(fā)生. 而在堿性環(huán)境中K2FeO4分解產(chǎn)物的表面轉(zhuǎn)變?yōu)閹ж?fù)電，假若分解產(chǎn)物對(duì)鉛的吸附以靜電作用力為主，高pH下的Fe(OH)3應(yīng)易于與帶正電的Pb(OH)+結(jié)合. 然而實(shí)驗(yàn)表明，提高pH并沒(méi)有提高吸附的效率，說(shuō)明對(duì)鉛的吸附并不完全是依賴(lài)靜電作用力，而是Pb(II)和鐵氧化物表面的羥基配位，以化學(xué)鍵的形式形成了內(nèi)層單齒或雙齒絡(luò)合物.

圖8　Visual MINTEQ擬合Pb(II)的化學(xué)形態(tài)

Figure 8Pb(II) species in aqueous solution as a function of pH simulated by Visual MINTEQ

2.4高鐵酸鉀去除復(fù)合砷、鉛污染的效能

2.4.1高鐵酸鉀投加量對(duì)去除砷、鉛效率的影響在同時(shí)含有2 mg/L As(III)、2 mg/L Pb(II)，pH6.5的水樣中考察K2FeO4投加量對(duì)砷鉛復(fù)合污染去除的影響(圖9).

圖9高鐵酸鉀投加量對(duì)As(III)、Pb(II)混合溶液中兩者去除效率的影響

Figure 9Effect of ferrate (VI) dose on simultaneously removal rates of As(III) and Pb(II) by K2FeO4

在砷鉛共存條件下，在高鐵酸鉀投加量為8 mg/L，As(III)的去除率略小于單獨(dú)污染時(shí)As(III)的去除率(分別為8.43%和15.70%)，但復(fù)合污染中鉛的去除率(19.04%)卻遠(yuǎn)遠(yuǎn)低于單獨(dú)污染時(shí)的去除率(97.34%)，驗(yàn)證了2種金屬共存時(shí)As(III)與Pb(II)間的競(jìng)爭(zhēng)關(guān)系. K2FeO4首先吸附砷，使得吸附位點(diǎn)減少，從而降低了鉛的去除.隨著K2FeO4投加量增大，砷、鉛去除率也相應(yīng)增大，當(dāng)投加量為24 mg/L時(shí)，砷和鉛都已達(dá)到最大去除率(分別為99.30%和100%)，并沒(méi)有隨著投加量的增加而上升，說(shuō)明去除復(fù)合污染物時(shí)，K2FeO4的強(qiáng)氧化性與其還原產(chǎn)物Fe(OH)3的絮凝作用產(chǎn)生協(xié)同效應(yīng)，通過(guò)吸附、共沉淀作用，加快了砷、鉛的去除效果. 另外，K2FeO4的投加量并不是越多越好，這可能與吸附容量有關(guān)[21].

2.4.2pH對(duì)高鐵酸鉀去除砷、鉛效率的影響無(wú)論是單獨(dú)污染還是復(fù)合污染，在酸性條件下，高鐵酸鉀對(duì)砷、鉛都有較好的去除效果，但隨著pH的升高，去除率均逐漸下降(圖10).

高鐵酸鉀分解產(chǎn)物表面的電荷具有可變性，可變負(fù)電荷隨著pH的上升而增多，可變正電荷則相反. 因此，由于靜電引力的作用高鐵酸鉀可吸附更多的As(V)和Pb(II)，此為非專(zhuān)性吸附[22]，非專(zhuān)性吸附主要取決于介質(zhì)的pH低于吸附劑的等電點(diǎn)(pHPZC) 時(shí)吸附劑表面的結(jié)合點(diǎn)位的多寡. 當(dāng)pHpHPZC時(shí)，高鐵酸鉀表面電荷發(fā)生變化，As(V)和Pb(II)與吸附劑表面電荷的靜電作用減弱，通過(guò)配位作用形成雙齒雙核配位化合物會(huì)附著在新生態(tài)氫氧化鐵表面上，遮蓋其表面的吸附點(diǎn)位，其非專(zhuān)性吸附隨之減弱，吸附量與吸附率都會(huì)有所下降.

圖10　pH對(duì)高鐵酸鉀去除As(III)、Pb(II)效率的影響

Figure 10Effect of pH on simultaneously removal rates of As(III) and Pb(II) by K2FeO4

綜上所述，要合理利用高鐵酸鉀的氧化絮凝效果，溶液pH小于7，同時(shí)去除砷、鉛效果較好.

3　結(jié)論

(1)利用正交法確定合成K2FeO4的最佳工藝條件為：KOH體積分?jǐn)?shù)：50%；KOH第1次投加量：40 g；Fe(NO3)3·9H2O投加量：37.5 g；KOH第2次投加量：20 g；KOH洗滌液濃度：1 mol/L；飽和KOH溶液：300 mL；冰浴時(shí)間：30 min.以FTIR、XRD、SEM、EDS、TEM表征證實(shí)其純度高達(dá)95%.

(2)K2FeO4氧化-絮凝對(duì)砷、鉛單獨(dú)污染的優(yōu)化處理?xiàng)l件為：鐵、砷質(zhì)量濃度比高于16，鐵、鉛質(zhì)量濃度比高于4，pH<7，氧化時(shí)間10 min，絮凝時(shí)間15 min，靜置時(shí)間30 min. 此條件下As(III)、Pb(II)質(zhì)量濃度都可以降到低于10 μg/L，達(dá)到國(guó)家《生活飲用水衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》(GB5749-2006)一類(lèi)水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)(10 μg/L).

(3)K2FeO4能有效處理水中砷、鉛復(fù)合污染，去除率隨投加量的增大而達(dá)到最佳值；隨著初始pH的下降而升高，且在相同反應(yīng)條件下，高鐵酸鉀對(duì)Pb(II)的去除率略高于As(III)，復(fù)合污染對(duì)高鐵酸鉀去除As(III)的影響不大，但使鉛的去除率明顯下降.

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【中文責(zé)編：成文英文責(zé)編：李海航】

Preparation of Potassium Ferrate and Its Effectiveness on the Removal of As(III) and Pb(II)

Wang Yingxin1, Zhou Xueting1, Bu Honglong1,2, Lan Bingyan1*, Li Laisheng1*, Sun Qiangqiang1, Fang Siya1

(1. School of Chemistry and Environment, South China Normal University, Guangzhou 510006, China; 2. State Environment Protection Key Lab of Water Environment Simulation and Pollution Control, South China Institute of Environmental Sciences, The Ministy of Envivonmental Protection, Guangzhou 510655, China)

Potassium ferrate (K2FeO4) was synthesized by hypochlorite oxidation. Orthogonal method was applied to optimize the synthesis process. The obtained K2FeO4had a purity of 95% or higher. The synthesized K2FeO4was used as a coagulant to remove As(III) and Pb(II) in single and bi-solute systems. Effects of K2FeO4dosage and operating pH on the removal of As(III) and Pb(II) were studied. In the single system, results shows that at pH 6.5, Fe/As=16 (wt/wt) and Fe/Pb=4 (wt/wt), the residual As and Pb were less than 10 μg/L. In the bi-solute system, ferrate could remove As and Pb simultaneously. When ferrate dose was 24 mg/L, the removal rates of As and Pb were 99.30% and 100%, respectively. At low ferrate dose, the competitive adsorption behavior of As(III) and Pb(II) in the bi-solute system was observed. Visual MINTEQ software was used to calculate and simulate metal speciation in solution at equilibrium aiming at elucidate the removal mechanism of As and Pb by potassium ferrate.

potassium ferrate; oxidation-coagulation; arsenic; lead

2014-12-17《華南師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版)》網(wǎng)址：http://journal.scnu.edu.cn/n

國(guó)家科技重大專(zhuān)項(xiàng)項(xiàng)目(2012ZX07206003)

藍(lán)冰燕，講師，Email：lanbingyan@m.scnu.edu.cn；李來(lái)勝，教授，Email: llsh@scnu.edu.cn.

X507

A

1000-5463(2015)04-0080-08