鐵基生物絮凝劑去除廢水中的氟和鉛

苗 雨，閔小波，柴立元，尹一男

(1. 中南大學 冶金科學與工程學院，長沙 410083；2. 中南大學 國家重金屬污染防治工程技術(shù)中心，長沙 410083)

鐵基生物絮凝劑去除廢水中的氟和鉛

苗 雨1,2，閔小波1,2，柴立元1,2，尹一男1,2

(1. 中南大學 冶金科學與工程學院，長沙 410083；2. 中南大學 國家重金屬污染防治工程技術(shù)中心，長沙 410083)

采用自制的鐵基生物絮凝劑對廢水中氟、鉛進行脫除?？疾扈F基生物絮凝劑投加量、pH、反應時間對F?、Pb2+去除效果的影響。結(jié)果表明：隨鐵基生物絮凝劑投加量的增加，F(xiàn)?、Pb2+去除率上升；酸性條件有利于F?去除率的提高，堿性條件有利于 Pb2+去除率的提高；隨反應時間的延長，F(xiàn)?、Pb2+去除率先上升后下降。在鐵基生物絮凝劑投加量為7.5%(體積分數(shù))，pH值為6，反應時間為20 min的條件下，F(xiàn)?、Pb2+去除率分別為69.75%和99.89%，水中殘余F?、Pb2+濃度分別為6.05 mg/L和0.226 mg/L，均低于國家《鉛、鋅工業(yè)污染物排放標準》(GB25466—2010)規(guī)定的限值。

鐵基生物絮凝劑；氟去除；鉛去除；廢水

Abstract:Fluoride and lead in the wastewater were removed with self-prepared iron-bioflocculant. The effects of the iron-bioflocculant dosage, pH, reaction time on the removal rate of fluoride and lead were also studied. The results show that the removal rates of F?and Pb2+increase with the increase of dosage of iron- bioflocculant. F?can be removed more effectively under acidic condition, while alkaline iron solution is good for removing Pb2+. When the reaction time increases, the removal efficiency of F?and Pb2+rise at the beginning then declines. In addition, the optimum treatment efficiency of the F?and Pb2+is obtained when dosage is 7.5% (volume fraction), pH value is 6 and reaction time is 20 min. Under these conditions, the removal rates of F?and Pb2+are 69.75% and 99.89%, respectively, and the residual concentrations of F?and Pb2+are 6.05 mg/L and 0.226 mg/L, respectively, which are both lower than the emission standards of pollutants for lead and zinc industry at the same time.

Key words:iron-bioflocculant; fluroide removal; lead removal; wastewater

近年來，氟、鉛污染事件頻發(fā)，對環(huán)境及社會造成嚴重危害。工業(yè)上，含氟礦石開采、金屬冶煉、半導體制造、電鍍等都會排放大量含氟廢水。長期飲用高氟水會危害人的健康，嚴重的會引起氟斑牙和氟骨病。鉛是工業(yè)中常用的金屬之一，鉛污染物質(zhì)是當今對人類健康威脅最大的十大類污染物質(zhì)之一[1]。因此，去除水體中的F?、Pb2+具有重要意義。

含氟廢水的處理方法主要如下[2?4]：化學沉淀法、絮凝沉淀法、吸附法、反滲透法、電滲析法和液膜法等，前3種方法應用較多。對于高濃度含氟廢水常用鈣鹽沉淀法處理，但很難達標。用石灰處理后的廢水中氟含量一般不會低于20～30 mg/L[5]。絮凝沉淀法適用于含氟較低的廢水處理。吸附法適用于水量較小、低濃度含氟廢水的處理。含鉛廢水的處理方法主要如下[6?8]：化學沉淀法、絮凝沉淀法、離子交換法、吸附法和電解法等。絮凝沉淀法是目前國內(nèi)外普遍使用的一種水質(zhì)處理的前置單元操作技術(shù)，是一種既經(jīng)濟又簡便的水處理技術(shù)，絮凝劑種類繁多，其中無機絮凝劑按金屬鹽可分為鋁鹽系及鐵鹽系[9]。

在本研究中，所用鐵基生物絮凝劑是采用生物法自制的無污染、低成本的環(huán)境友好型水處理劑，其中含有部分微生物生物體，不同于傳統(tǒng)的鐵鹽水處理劑。目前，對處理含單一 F?或是單一 Pb2+的廢水研究較多[10?14]，而同時處理F?、Pb2+混合廢水的研究較少。工業(yè)廢水中含有多種離子，雖然可以通過分步法逐一去除各種離子，但是相應地增加了工序，從而增加了成本。因此，研究一種藥劑同一過程去除廢水中多種離子是很有意義的。同時，對于絮凝劑除鉛機理的研究較多，但是對除氟機理的研究較少，尤其是不同pH對除氟效果影響的機理研究甚少。本文作者采用絮凝沉淀法，先對鐵基生物絮凝劑處理含氟和含鉛廢水分別進行了研究，考察鐵基生物絮凝劑投加量、pH、反應時間對F?、Pb2+去除效果的影響，確定基本工藝參數(shù)。然后研究鐵基生物絮凝劑處理F?、Pb2+混合廢水的最佳條件，旨在為廢水處理過程同時除氟除鉛提供依據(jù)，也為去除廢水中多種離子提供參考。同時，通過分析不同pH下鐵基生物絮凝劑本身絮體及含氟絮體的紅外光譜圖，研究除氟機理。

1 實驗

1.1 實驗試劑與儀器

(1) 實驗試劑

鐵基生物絮凝劑(自制)：以FeSO4·7H2O為原料，選用氧化亞鐵硫桿菌，經(jīng)過一系列氧化、水解、聚合反應得到液態(tài)鐵基生物絮凝劑，F(xiàn)e3+濃度為40 g/L[15]。

總離子強度緩沖調(diào)節(jié)劑(TISAB自配)：稱取58 g氯化鈉，10 g檸檬酸鈉溶于500 mL蒸餾水中，加入57 mL冰醋酸，攪拌溶解，再用6 mol/L NaOH溶液調(diào)節(jié)pH值到5.0～5.5之間，引入1 L容量瓶，加蒸餾水稀釋至刻度，蓋上玻璃塞，搖勻。

含氟廢水：采用NaF與蒸餾水配制F－濃度為20 mg/L的廢水。

含鉛廢水：用Pb(NO3)2與蒸餾水配制Pb2+濃度為200 mg/L的廢水。

含F(xiàn)?、Pb2+廢水：用NaF、Pb(NO3)2與蒸餾水配制F－濃度為20 mg/L，Pb2+濃度為200 mg/L的混合廢水。

所用試劑均為分析純。

(2) 實驗儀器

F?選擇性電極，飽和甘汞電極，PHS?3E酸度計，電磁力攪拌器，TAS?990型原子吸收分光光度光度計，Nicolet IS10傅立葉紅外光譜儀。

1.2 實驗過程

取200 mL配制好的模擬廢水置于500 mL燒杯中，在磁力攪拌下，加入一定量的鐵基生物絮凝劑，用5 mol/L NaOH溶液調(diào)節(jié)廢水pH到一定值，待讀數(shù)穩(wěn)定后開始計時，反應一定時間后，關(guān)閉電磁力攪拌器，靜置沉降 10 min后，取上清液測定溶液中殘余F?、Pb2+濃度。

1.3 分析方法

(1) 氟含量的測定：采用直接電位法，由標準曲線確定廢水中F?濃度[16]。

(2) 鉛含量的測定：采用原子吸收分光光度法測定廢水中Pb2+濃度[17]。

(3) 紅外光譜分析：將液體樣品置于烘箱中，于50 ℃左右烘干并研磨成粉末狀，以KBr做本底，采用壓片法用傅立葉紅外光譜儀測其譜圖。

2 結(jié)果與討論

2.1 各因素對含氟廢水處理的影響

2.1.1 投加量對F?去除率的影響

在原水為200 mL、pH值為5、反應時間為30 min的條件下，考察了鐵基生物絮凝劑投加量對F?去除率的影響，結(jié)果如圖1所示。由圖1可知，F(xiàn)?去除率隨鐵基生物絮凝劑投加量的增加而升高。這是因為隨著投加量的增加，鐵基生物絮凝劑水解得到的帶正電荷的多核離子增加，這些離子對F?的靜電吸引以及產(chǎn)生的吸附架橋作用增強，從而提高了F?去除率。當投加量為4%(體積分數(shù))時，F(xiàn)?去除率達到66.65%，水中殘余F?濃度為6.67 mg/L，低于國家《鉛、鋅工業(yè)污染物排放標準》(GB25466—2010)規(guī)定的8 mg/L限值。

2.1.2 pH對F?去除率的影響

在鐵基生物絮凝劑投加量為4%(體積分數(shù))、反應時間為30 min的條件下，pH對F?去除率的影響如圖2所示。由圖2可知，pH是影響F?去除率的一個重要因素，弱酸性條件有利于 F?的去除，pH越高，除氟效果越差。pH值在4～6之間，F(xiàn)?濃度低于國家《鉛、鋅工業(yè)污染物排放標準》(GB25466—2010)規(guī)定的限值，當pH值從6上升到7時，F(xiàn)?去除率下降很明顯，從65.25%下降到35.95%，當pH值為10時，F(xiàn)?去除率降至11. 45%，再升高pH值，F(xiàn)?去除率不再降低。考慮到pH值為4時，處理水略顯黃色，因此，選取最佳pH值為5。

圖1 鐵基生物絮凝劑投加量對F?去除率的影響Fig.1 Effect of iron-based water treatment agent dosage on removal of F?

圖2 pH對F?去除率的影響Fig.2 Effect of pH on removal of F?

2.1.3 反應時間對F?去除率的影響

在鐵基生物絮凝劑投加量為4%、pH值為5的條件下，反應時間對F?去除率的影響如圖3所示。由圖3可知，F(xiàn)?去除率隨反應時間增加先升高后降低。這是因為剛開始隨著反應時間增加，絮體逐漸增大，通過絮凝吸附、架橋等作用可以很好地去除F?，但是反應時間過長，絮體在剪切力作用下被破壞，使F?重新回到水中。在30～60 min之間，去除率在63.80%以上，水中殘余F?濃度小于7.24 mg/L，低于國家《鉛、鋅工業(yè)污染物排放標準》(GB25466—2010)規(guī)定的限值。因此，選定反應時間為30 min。

圖3 反應時間對F?去除率的影響Fig.3 Effect of reaction time on removal of F?

2.2 各因素對含鉛廢水處理的影響

2.2.1 投加量對Pb2+去除率的影響

在原水為200 mL，pH值為8，反應時間為30 min的條件下，考察了鐵基生物絮凝劑投加量對Pb2+去除率的影響，結(jié)果如圖4所示。由圖4可知，Pb2+去除率隨鐵基生物絮凝劑投加量的增加而升高。當投加量為2%時，Pb2+去除率為99.82%，水中殘余Pb2+濃度為0.354 mg/L，低于國家《鉛、鋅工業(yè)污染物排放標準》(GB25466—2010)規(guī)定的0.5 mg/L限值。

2.2.2 pH對Pb2+去除率的影響

圖4 鐵基生物絮凝劑投加量對Pb2+去除率的影響Fig.4 Effect of iron-based water treatment agent dosage on removal rate of Pb2+

在鐵基生物絮凝劑投加量為 2%，反應時間為30 min的條件下，pH對Pb2+去除率的影響如圖5所示。由圖5中1號曲線可知，不加鐵基生物絮凝劑，只用氫氧化鈉調(diào)節(jié)體系的pH，Pb2+去除率隨pH升高而升高，當pH從7升高至8時，Pb2+去除率有顯著提高，從33.4%提高至79.8%，當pH值為11時，Pb2+去除率達到最高，為 79.8%，水中殘余 Pb2+濃度為 3.77 mg/L，但仍不能達到國家《鉛、鋅工業(yè)污染物排放標準》(GB25466—2010)規(guī)定的標準。這可能與 Pb2+的形態(tài)分布有關(guān)，pH小于7時，主要以游離Pb2+以及少量PbOH+和Pb4(OH)44+存在；當pH在8～11時，主要以Pb6(OH)84+以及少量的PbOH+和Pb(OH)2等存在；當pH大于12.0時，主要以Pb(OH)3?以及少量Pb(OH)2和Pb6(OH)84+形態(tài)存在[18]。由圖5中曲線2可知，pH對鐵基生物絮凝劑除鉛效果有重要的影響。當pH值較低時，溶液中的H+會與Pb2+競爭，導致Pb2+去除率較低。隨著pH升高，Pb2+去除率升高，當pH值大于7后，水中殘余Pb2+濃度即可低于國家《鉛、鋅工業(yè)污染物排放標準》(GB25466—2010)規(guī)定的限值，說明鐵基生物絮凝劑對Pb2+絮凝較好。比較兩條曲線可得，在相同的pH值下，加入鐵基生物絮凝劑，會使Pb2+去除率大大提高，而且可以使水中殘余 Pb2+濃度低于國家《鉛、鋅工業(yè)污染物排放標準》(GB25466—2010)規(guī)定的限值。

圖5 pH對Pb2+去除率的影響Fig.5 Effect of pH on removal of lead

2.2.3 反應時間對Pb2+去除率的影響

在鐵基生物絮凝劑投加量為2 mL/100 mL，pH值為8的條件下，反應時間對Pb2+去除率的影響如圖6所示。由圖6可知，Pb2+去除率隨反應時間增加而先升高后降低。這是因為適當?shù)臄嚢杩梢栽黾宇w粒間的碰撞幾率，從而使絮凝體增大，絮凝效果提高。但攪拌時間過長會導致絮凝體磨蝕和碎裂，重新分散于溶液中，從而使水中殘余Pb2+濃度升高。在30 min時達到最大值，Pb2+去除率為99.86%?？紤]到在20 min時，水中殘余Pb2+濃度為0.407 mg/L，已低于國家《鉛、鋅工業(yè)污染物排放標準》(GB25466—2010)規(guī)定的限值。因此，控制反應時間為20 min即可。

圖6 反應時間對Pb2+去除率的影響Fig.6 Effect of reaction time on removal rate of Pb2+

2.3 各因素對含F(xiàn)?、Pb2+廢水處理的影響

2.3.1 投加量對F?、Pb2+去除率的影響

在原水為200 mL，pH值為6，反應時間為30 min的條件下，考察了鐵基生物絮凝劑的投加量對 F?和Pb2+去除率的影響，結(jié)果如圖7所示。由圖7可知，當投加量為7.5%時，F(xiàn)?去除率達68.00%，Pb2+去除率達99.79%，廢水中殘余F?濃度為6.4 mg/L，Pb2+濃度為0.42 mg/L，均達到國家《鉛、鋅工業(yè)污染物排放標準》(GB25466—2010)規(guī)定的要求。因此，選取最佳投加量為7.5%。

圖7 鐵基生物絮凝劑投加量對F?和Pb2+去除率的影響Fig.7 Effect of iron-based water treatment agent dosage on removal rates of F?and Pb2+

2.3.2 pH對F?、Pb2+去除率的影響

在鐵基生物絮凝劑投加量為 7.5%、反應時間為30 min的條件下，考察了pH對F?和Pb2+去除率的影響，結(jié)果如圖8所示。由圖8可知，當pH值為4時，F(xiàn)?去除率最大，水中殘余F?濃度低至3.75 mg/L，而當pH值為11時，Pb2+去除率最大，水中殘余Pb2+濃度降至0.140 mg/L。pH在4～6之間，水中殘余F?濃度可低于國家《鉛、鋅工業(yè)污染物排放標準》(GB25466—2010)規(guī)定的限值。當pH值在6～11時，廢水中殘余Pb2+濃度可達到國家《鉛、鋅工業(yè)污染物排放標準》(GB25466—2010)規(guī)定的限制。因此，在pH值為6時，廢水中殘余F?、Pb2+濃度可以同時達標。

圖8 pH對F?和Pb2+去除率的影響Fig.8 Effect of pH value on removal rate of F?and Pb2+

2.3.3 反應時間對F?、Pb2+去除率的影響

在鐵基生物絮凝劑投加量為7.5%、pH值為6的條件下，考察了反應時間對F?和Pb2+去除率的影響，結(jié)果如圖9所示。由圖9可知，當反應時間在20～60 min之間，F(xiàn)?去除率達69.75%以上；當反應時間為20 min時，Pb2+去除率達到最大，為99.89%，水中殘余Pb2+濃度為0.226 mg/L，此時F?去除率為69.75%，水中殘余F?濃度為6.05 mg/L。因此，最優(yōu)反應時間為20 min。

2.3 鐵基生物絮凝劑除氟、鉛機理研究

pH對 F?去除率有重要影響。因此，通過比較不同pH值下，鐵基生物絮凝劑本身絮體及含氟絮體的紅外光譜圖對除氟機理進行研究。圖10所示為pH對鐵基生物絮凝劑本身絮體與含氟絮體紅外圖的影響。由圖10(a)可知，鐵基生物絮凝劑本身絮體的紅外光譜的基本圖形不隨 pH 變化而變化，只是在波數(shù)為1 100～1 200 cm?1范圍內(nèi)的吸收峰強發(fā)生變化。由圖10(b)可知，pH為4～6，含氟絮體的紅外光譜的基本圖形與pH為7～11的光譜圖有差異，pH為4～6時，在波數(shù)為1 100～1 200 cm?1范圍內(nèi)出現(xiàn)兩個吸收峰。由實驗部分可知，在此pH范圍內(nèi)，除氟效果最佳。因此，研究紅外譜圖中出現(xiàn)的這兩個吸收峰是解釋前述實驗結(jié)果的關(guān)鍵。

陳緒鈺認為[19]，當pH值偏高時，水中高凝聚力的高正價多核絡(luò)合離子如[Fe(H2O)6]3+、[Fe2(H2O)8(OH)2]4+、[Fe3(H2O)5(OH)4]5+的量相應減少，而最終形成Fe(OH)3沉淀，減少了對F?的靜電吸引以及產(chǎn)生的吸附、架橋交聯(lián)等作用；絮體表面的正電荷減少，對F?的吸附減少；溶液中的OH?濃度增大，與F?發(fā)生競爭吸附，會使F?去除率降低。興虹[20]認為，改性聚鐵除氟機理有以下幾種方式。

(1) Fe3+與F?發(fā)生如下絡(luò)合反應：

圖9 反應時間對F?和Pb2+去除率的影響Fig.9 Effect of reaction time on removal of fluoride and lead

(2) 廢水呈堿性狀態(tài)時，一部分Fe3+與OH?生成氫氧化鐵沉淀，反應式如下：

氫氧化鐵沉淀在形成時，以水中其他細微懸浮物為晶核逐漸長大，氫氧化鐵沉淀顆粒的增大有利于沉降，其中作為晶核的物質(zhì)也隨之去除。另外，氫氧化鐵本身也是吸附劑，可以吸附水中的F?，進一步降低廢水中的氟含量。

圖10 pH對鐵基生物絮凝劑本身絮體與含氟絮體紅外圖的影響Fig.10 Effects of pH on IR spectra of F?free and F?containing flocs of iron-bioflocculant: (a) IR spectra of F?free containing flocs of iron-bioflocculant at different pH; (b) IR spectra of F?containing flocs of iron-bioflocculant at different pH; (c) IR spectra of F?free and F?containing flocs of iron-bioflocculant at pH of 5

(3) 當反應體系的pH值達到8以上時，鐵系絮凝劑發(fā)生水解，形成以下的結(jié)構(gòu)：吸收峰，在含氟絮體紅外譜圖中出現(xiàn)1 160 cm?1和1 100 cm?1的兩個峰，可能是由絮體中的鐵氟絡(luò)離

其中，

(4) 改性聚鐵除氟的另一種方式：

由此可見，聚鐵的加入是利用了絡(luò)合原理和吸附共沉淀兩種方式除氟。

另外，盧建杭[21]在研究鋁鹽混凝去除F?的機理時指出，鋁鹽含氟絮體的紅外譜圖于鋁鹽絮體譜圖相比，在400～1 200內(nèi)的譜峰，位置和形狀都有很大的改變，原先的譜峰基本消失，在965 cm?1和590 cm?1處出現(xiàn)兩個吸收峰，認為是由絮體中的鋁氟絡(luò)離子的振動引起的。

因此，對于本實驗，在 pH為 4～6時，波數(shù)為1 100～1 200 cm?1范圍內(nèi)出現(xiàn)的兩個吸收峰，可能是由絮體中的鐵氟絡(luò)離子的振動引起的。結(jié)合實驗結(jié)果，pH為 4～6時，鐵基生物絮凝劑除氟效果較好；而當pH值從6上升到7時，F(xiàn)?去除率下降很明顯，從65.25%下降到 35.95%；pH為 7～11時，對 F?去除率在11.45%～35.95%。因此，圖10(b)表明，pH為4～6時，鐵基生物絮凝劑除氟機理可能主要是Fe3+與F?發(fā)生絡(luò)合反應，且這種絡(luò)合作用可以大大提高F?去除率；pH為7～11時，鐵基生物絮凝劑對氟有一定的去除，這可能是廢水呈堿性狀態(tài)時，主要是鐵基生物絮凝劑水解形成的系列產(chǎn)物通過吸附共沉淀等作用將F?去除。

在實驗最佳pH為5的條件下，將含氟絮體與鐵基生物絮凝劑本身絮體的紅外光譜圖進行比較，由圖10(c)所示。在3 000～3 600 cm?1范圍內(nèi)，含氟絮體紅外譜圖出現(xiàn)較寬強吸收峰，表明在這個波數(shù)范圍內(nèi)，含氟絮體中存在大量由O—H、F—H形成的鏈內(nèi)、鏈間氫鍵，因氫鍵的長短和強弱不同，使得其伸縮峰出現(xiàn)在一較寬的頻率范圍內(nèi)。在鐵基生物絮凝劑本身絮體紅外譜圖中出現(xiàn)的1 630 cm?1處的吸附水、配位水和結(jié)晶水的彎曲振動吸收峰，在含氟絮體紅外譜圖中位置發(fā)生偏移，移向高頻處，且峰強增加，這表明F?與鐵基生物絮凝劑中的—OH可能發(fā)生氫鍵作用。鐵基生物絮凝劑本身絮體紅外譜圖中 1 131 cm?1處的子引起的。因此，由圖10(c)可知，pH為5的條件下，鐵基生物絮凝劑除氟作用機理包括鐵氟絡(luò)合作用，以及F?以氫鍵或其他作用方式吸附在絮體上，通過吸附共沉淀作用將氟去除。

鐵基生物絮凝劑是富含羥基的高分子聚合物，羥基中氧原子的電子結(jié)構(gòu)是，氧原子外層的電子為 sp3雜化狀態(tài)，其中有兩個未共用的電子對占據(jù)兩個 sp3雜化軌道，可以與 Pb2+成鍵形成配位化合物。

同時，氣質(zhì)聯(lián)用儀(GC—MS)分析表明，鐵基生物絮凝劑的揮發(fā)性代謝產(chǎn)物組分較多，檢出的化合物含有較多的酯類、酰胺類以及烷烴類化合物及少量的生物堿類、苯類[15]。在去除F?、Pb2+過程中，鐵基生物絮凝劑含有的部分微生物體和微生物代謝產(chǎn)物可起到凝聚結(jié)晶核作用，其自身粘性又可增強絮凝效果，從而有助于F?、Pb2+的去除。

3 結(jié)論

1) 鐵基生物絮凝劑處理含氟廢水時，F(xiàn)?去除率隨鐵基生物絮凝劑投加量的增加而上升，隨pH的升高而下降，隨反應時間的增加而先升高后降低。鐵基生物絮凝劑投加量為4%，pH值為5，反應時間為30 min，水中殘余F?濃度為7.24 mg/L，低于國家《鉛、鋅工業(yè)污染物排放標準》(GB25466—2010)規(guī)定的限值。

2) 鐵基生物絮凝劑處理含鉛廢水時，Pb2+去除率隨鐵基生物絮凝劑投加量的增加而上升，隨pH的升高而升高，且加入鐵基生物絮凝劑與不加相比，Pb2+去除率大大提高，隨反應時間的增加而先升高后降低。鐵基生物絮凝劑投加量為2%，pH值為8，反應時間為20 min，水中殘余Pb2+濃度為0.407 mg/L，低于國家《鉛、鋅工業(yè)污染物排放標準》(GB25466—2010)規(guī)定的限值。

3) 鐵基生物絮凝劑處理含F(xiàn)?、Pb2+廢水時最佳條件：鐵基生物絮凝劑投加量為7.5%，pH值為6，反應時間為20 min，廢水中殘余F?、Pb2+濃度可以同時達到國家《鉛、鋅工業(yè)污染物排放標準》(GB25466—2010)規(guī)定的要求。

4) 鐵基生物絮凝劑本身絮體及含氟絮體的紅外光譜圖表明pH為4～6的范圍內(nèi)，鐵基生物絮凝劑除氟機理是鐵氟絡(luò)合作用和吸附共沉淀作用；在pH為7～11的范圍內(nèi)，鐵基生物絮凝劑除氟機理主要是吸附共沉淀作用。結(jié)合實驗數(shù)據(jù)，pH為4～6時有較高的氟去除率，因此，鐵氟絡(luò)合作用是提高氟去除率的關(guān)鍵。此外，鐵基生物絮凝劑可以與Pb2+形成配位化合物，同時，其含有的部分微生物體和微生物代謝產(chǎn)物可起到凝聚結(jié)晶核作用，自身的粘性又可增強絮凝效果，從而提高F?、Pb2+的去除率。

REFERENCES

[1] CAPELO S, VILHENA M F, SIM?ES G M L S, SAMPAYO M A. Effect of lead on the uptake of nutrients by unicellular algae[J]. Water Research, 1993, 27(10): 1563?1568.

[2] 劉慶斌. 無機含氟廢水處理的研究進展[J]. 黃石理工學院學報, 2009, 5(4): 7?10.LIU Qing-bin. Research progress of inorganic fluoride wastewater treatment[J]. Journal of Huangshi Institute of Technology, 2009, 5(4): 7?10.

[3] TOYODA A, TAIRA T. A new method for treating fluorine waste water to reduce sludge and running costs[J]. IEEE transaction on semiconductor manufacturing 2000, 13(3):305?309.

[4] SAHA S. Treatment of aqueous effluent for fluoride removal[J].Water Research, 1993, 27(8): 1347?1350.

[5] PARTHASARATHY N, BUFFLE J, HAERDI W. Combined use of calcium salts and polymeric aluminium hydroxide for defluoridation of wastewaters[J]. Water Research, 1986,20(4): 443?448.

[6] 沈 黎, 孫 勇, 熊大民. 含鉛廢水處理技術(shù)研究進展[J]. 南方金屬, 2010, 1: 9?12.SHEN Li, SUN Yong, XIONG Da-min. Advances in treatment technique for Pb-containing wastewater[J]. Southern Metals,2010, 1: 9?12.

[7] 許先國. 含鉛廢水絮凝處理的試驗研究[J]. 能源環(huán)境保護,2008, 2(2): 19?21.XU Xian-guo. Experimental coagulation for lead wastewater[J].Energy Environmental Protection, 2008, 22(2): 19?21.

[8] WIDNER R C, SOUSA M F B, BERTAZZOLI R. Electrolytic removal of lead using a flow-through cell with a reticulated vitreous carbon cathode[J]. Journal of Applied Eletrochemistry,1997, 28(2): 201?207.

[9] 房秀福, 李浩然, 王玉蘭. 水處理中絮凝劑的研究進展[J]. 黑龍江水利科技, 2005, 33(3): 36?37.FANG Xiu-fu, LI Hao-ran, WANG Yu-lan. Research progress of flocculants for wastewater treatment[J]. Heilongjiang Science and Technology of Water Conservancy, 2005, 33(3): 36?37.

[10] 崔佳麗, 王增長. 含氟廢水處理試驗研究[J]. 太原理工大學學報, 2006, 37(6): 634?636.CUI Jia-li, WANG Zeng-zhang. Treatment study of fluoric wastewater in an aluminum magnesium alloy plant[J]. Journal of Taiyuan University of Technology, 2006, 37(6): 634?636.

[11] 程秀綿. 含氟廢水處理工藝的技術(shù)改進[J]. 工業(yè)水處理, 2007,27(6): 84?86.CHENG Xiu-mian. Technical reform in the fluorine-containing wastewater treatment[J]. Industrial Water Treatment, 2007, 27(6):84?86.

[12] YU Xia, CHAI Li-yuan, MIN Xiao-bo. Removal of lead in wastewater by immobilized inactivated cells of Rhizopus oligosporus[J]. Journal of Central South University of Technology, 2003, 10(4): 313?317.

[13] 李青竹, 王慶偉, 柴立元, 楊志輝, 王云燕. 基于吸附處理廢水中 Pb2+的麥糟改性研究[J].環(huán)境科學學報, 2008, 28(6):1101?1106.LI Qing-zhu, WANG Qing-wei, CHAI Li-yuan, YANG Zhi-hui,WANG Yun-yan. Modification of spent grains to improve Pb2+adsorption from wastewater[J]. Acta Scientiae Circumstantiae,2008, 28(6): 1101?1106.

[14] MA Qi-ying, TRAINA S J, LOGAN T J, RYAN J A. In situ lead immobilization by apatite[J]. Environmental Science and Technology, 1993, 27(9): 1803?1810.

[15] 王慧敏. 鐵基生物絮凝劑的制備與應用研究[D]. 長沙: 中南大學, 2011: 48?50.WANG Hui-min. Preparation and application of iron-bioflocculant[D]. Changsha: Central South University, 2011:48?50.

[16] GB-T7484—1987. 水質(zhì) 氟化物的測定 離子選擇電極法[S].GB-T7484—1987. Water quality-determination of fluoride-ion selective electrode method[S].

[17] 《水和廢水監(jiān)測分析方法》編委會. 水和廢水監(jiān)測分析方法[M]. 4版. 北京: 中國環(huán)境科學出版社, 2002.Editorial Board of Monitoring and Analysis Method of Water and Waste Water. Monitoring and analysis method of water and waste water[M]. 4th ed. Beijing: China Environmental Science Press, 2002.

[18] WANG Yun-yan, CHAI Li-yuan, CHANG Hao, PENG Xiao-yu,SHU Yu-de. Equilibrium of hydroxyl complex ions in pb2+-H2O system[J]. Transactions of Nonferrous Metals Society of China,2009, 19(2): 458?462.

[19] 陳緒鈺. 聚合硫酸鐵去除水中氟的試驗研究[J]. 中國農(nóng)村水利水電, 2009, 11: 95?97.CHEN Xu-yu. An experimental research on fluoride removal from high fluoride-bearing water by polyferric sulfate[J]. China Rural Water and Hydropower, 2009, 11: 95?97.

[20] 興 虹. 鈣鹽沉淀法處理含氟廢水的研究[J]. 本溪冶金高等?？茖W校學報, 2003, 5(2): 1?3.XING Hong. Research into fluoric waste treatment with sedimentation of calcium salts[J]. Journal of Benxi College of Metallurgy, 2003, 5(2): 1?3.

[21] 盧建杭, 劉維屏, 鄭 巍. 鋁鹽混凝去除氟離子的作用機理探討[J]. 環(huán)境科學學報, 2000, 20(6): 709?713.LU Jian-hang, LIU Wei-ping, ZHENG Wei. The removal mechanisms of fluoride ion by aluminum salt coagulant[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2000, 20(6): 709?713.

(編輯 龍懷中)

Removal of fluoride and lead in wastewater with iron-bioflocculant

MIAO Yu1,2, MIN Xiao-bo1,2, CHAI Li-yuan1,2, YIN Yi-nan1,2
(1. School of Metallurgical Science and Engineering, Central South University, Changsha 410083, China;2. Chinese National Engineering Research Center to Control and Treatment of Heavy Metal Pollution,Central South University, Changsha 410083, China)

X703.1

A

1004-0609(2012)08-2366-08

國家水體污染控制與治理科技重大專項(2009ZX07212-001-01)；國家杰出青年科學基金資助項目(50925417)；國家高技術(shù)研究發(fā)展計劃重點項目(2010AA065203)；新世紀人才計劃資助項目(NCET -10-0840)

2011-07-19；

2011-12-12

閔小波，教授，博士；電話：0731-88830875；E-mail: mxb@csu.edu.cn