高鈣高鐵煤渣處置含砷污酸的除砷行為及機理

周佳藝， 杜勃雨， 祝星， 李孔齋， 魏永剛

1.昆明理工大學 冶金與能源工程學院，云南 昆明 650093；2.昆明理工大學 省部共建復雜有色金屬資源清潔利用國家重點實驗室，云南 昆明 650093

1 引言

砷是自然界中廣泛存在的有毒有害元素之一，砷和砷的化合物通常存在于水資源和土壤中。砷不溶于水，其氧化物和砷酸鹽形式的含砷化合物毒性較高，其中三價砷的毒性大于五價砷[1-3]。在氧化性和堿性環(huán)境中，五價砷是主要的砷形態(tài)，在還原性和酸性的條件下，如酸性的工業(yè)廢水中，三價砷是主要的存在形式[4, 5]。一旦這些含有砷和含砷化合物的工業(yè)廢水暴露于環(huán)境中，當?shù)氐沫h(huán)境和人類將會受到嚴重威脅[6-8]。在銅冶煉以及相關產品的生產過程中，會產生大量含有重金屬元素的工業(yè)廢水。這些工業(yè)廢水具有成分復雜、酸度高、危險性大的特點。其中砷的致癌性和危險性較其他的重金屬較高，需要進行特殊處理。

近些年來，含砷廢水的處理已成為研究者們研究的熱點。以污酸為代表的酸性含砷廢水處置或者除砷方法可分為化學法和物理法，主要包括石灰石中和[9]、硫化法[10, 11]、混凝、電化學法[12]、吸附法[13, 14]和膜分離法[15, 16]。目前在工業(yè)上常用的除砷方法是石灰石中和法和硫化法，即使被冶煉廠使用，仍然面臨許多挑戰(zhàn)[17-19]。大量危險廢物的產出、游離酸資源的浪費、高成本和二次污染限制了這些技術的進一步推廣。因此，迫切需要一種高效除砷并實現(xiàn)工業(yè)廢水回收的方法。物理和化學相結合的新型復合除砷方法表現(xiàn)出較強的優(yōu)勢[20]。化學沉淀是主要的除砷途徑之一，在較高的pH值條件下，通過形成鈣或鐵的砷酸鹽或亞砷酸鹽來實現(xiàn)低成本除砷[21]。吸附劑具有高效率、可再生的優(yōu)點，在之前的學者研究中發(fā)現(xiàn)含鐵基吸附劑因其對砷的強親和力而顯示出很高的除砷潛能。其關鍵之處在于，中和沉淀和含鐵化合物等深度凈化除砷的共同作用。煤渣作為一種堿性且富含鐵氧化物的固廢，兼具化學中和沉淀和物理吸附作用，并且煤渣中含有Fe2O3，理論上可以起到中和污酸，提供三價鐵離子的目的。因此，煤渣有望通過以廢治廢，成為一種良好的除砷藥劑用于含砷廢水處置[22]，并有望成為一種低成本高效污酸除砷材料。

燃煤渣(簡稱煤渣)是工業(yè)固體廢物的一種，火力發(fā)電廠、工業(yè)和民用鍋爐及其他設備燃煤排出的廢渣。20世紀以來，日本、丹麥等國煤渣已全部得到利用，而我國煤渣的利用率較低。煤渣棄置堆積，不僅占用土地，放出含硫氣體污染大氣，危害環(huán)境，甚至會自然起火。不過經(jīng)過高溫作用產生的煤渣，具有比表面積大[23]和表面能高的特點。煤中含有10%～30%的灰分，這些燃燒參與在渣中的灰分具有較強的吸附性，對工業(yè)廢水中的重金屬離子具有一定的物理吸附效果。其中，煤渣的主要成分為豐富的含鐵氧化物和其他堿性氧化物，含鐵氧化物可以為重金屬離子提供豐富的吸附位點，鐵氧化物和堿性氧化物在工業(yè)廢水中溶解后，在一定程度上可以提高廢水的堿度。因此，開展煤渣與污酸反應行為和機理的研究，對于突破污酸處置和煤渣綜合利用具有重要意義。

基于此，本文開展了煤渣用于污酸除砷技術研究，將為含砷污酸無害化提供一種高效低成本處置方法。研究了不同加入量、反應時間和初始pH值對煤渣除砷形為的影響，并優(yōu)化煤渣除砷的工藝條件?；诿涸樾屎统槿萘浚馕隽嗣涸臀鬯岱磻袨?。還利用SEM-EDS對含砷煤渣的微觀形貌和表面信息進行分析，揭示了煤渣除砷機理。

2 材料與方法

2.1 試驗原料

試驗所用的污酸來自銅冶煉廠，是煙氣制酸環(huán)節(jié)中對煙氣進行洗滌所得到的廢水，酸性較強。通過ICP對試驗中所用的污酸元素進行檢測，本試驗選用的污酸中的元素含量如表1所示，其主要含有64 g/L的硫酸，砷含量達到7 g/L，除此之外還含有豐富的重金屬元素。高純氬氣(規(guī)格>99.99%)來自宏發(fā)得利氣體有限公司，氫氧化鈉(分子量為40，規(guī)格為分析純)來自阿拉丁試劑有限公司，雙氧水(規(guī)格為分析純)來自北京化學試劑公司，自制蒸餾水(規(guī)格為分析純)。煤渣來自于西南某地小型燃煤鍋爐，主要成分包括硅、鋁、鐵、鈣氧化物，如表2所示。

表1 污酸成分 /(mg·L-1)

由表2知煤渣由Ca、Fe、O等元素組成，主要成分為硅、鈣、鋁和鐵氧化物，占煤渣總量的87.24%，還有含量少于2%的K2O、MnO的堿性氧化物。按照《固體廢物腐蝕性測定，GB/T 15555.12—1995》對煤渣的腐蝕性進行了測試，其浸出液 pH 值達到 12.44，堿性較強，具有一定的腐蝕性，已十分接近《GB 5085.1—2007》中對腐蝕性危險廢棄物的鑒別值 12.5，屬于危險固體廢棄物。

表2 煤渣的成分含量 /%

圖1為煤渣XRD圖譜，結果顯示煤渣主要是由赤鐵礦相和少量硅氧化物相組成。其中石英石相的衍射峰強度較高的有兩處、為煤渣的主要衍射峰；赤鐵礦相的衍射峰相對強度較弱，部分衍射峰與赤鐵礦重疊。煤渣中含有大量鈣、鐵氧化物以及pH較高，堿性較強[24]，所以煤渣不僅可以中和污酸，還可以提供Fe3+和Ca2+，這就決定了它具有潛在的除砷能力[25]。煤渣作為大眾固體廢棄物，如果能二次利用，不僅為煤渣處置提供了途徑，同時也降低了除砷成本。

圖1 煤渣的XRD圖

2.2 檢測儀器

上海一恒科學儀器有限公司DHG-9240A型號的電熱恒溫鼓風干燥箱，金壇市大地自動化儀器廠WHY-2型號的水浴恒溫震蕩箱，上海精密科學儀器有限責任公司PHS-3D型號的PH計，梅特勒-托多利儀器廠AL204-IC型號的電子天平，上?？茖С晝x器有限公司SK3300HP型號的超聲波清洗儀，外商獨資重慶頤洋企業(yè)發(fā)展有限公司AWL-0501-UT型號的艾科浦微量無機型超純水機，德國PQ 9000型電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀(ICP-QES)，日本日立公司制造的S-3400掃描電子顯微鏡。

2.3 試驗方法

量取1 L砷濃度為7 g/L的污酸放入2 L的燒杯中，加入80 mL過氧化氫溶液，置于水浴鍋中，在溫度80 ℃，攪拌速度為180 r/min的條件下，反應4 h，備用，進行污酸的氧化。用ICP對污酸的成分進行檢測，主要測定污酸的酸度與其中的砷離子濃度。而后將煤渣放入磨礦機中進行研磨，使得其粒度在100～200目之間，通過控制變量法，改變反應的條件(加入量、時間、初始pH)進行反應。將反應后的溶液進行過濾，濾渣置于恒溫干燥箱中，在60 ℃的條件下干燥12 h，濾液收集在離心管中進行稀釋后檢測。干燥后的固體進行XRD、SEM、EDS、 浸出毒性等分析，將濾液分別稀釋到10倍和100倍后用ICP檢測其中的砷離子和鐵離子。

(1)煤渣加入量影響

用電子天平分別稱取2 g、 4 g、 6 g、 8 g、 10 g、 12 g 的煤渣于100 mL的錐形瓶中，再使加入量筒加入50 mL的污酸，故煤渣與污酸固液比分別為40 g/L、80 g/L、120 g/L、160 g/L、200 g/L、240 g/L。在25 ℃的恒溫震蕩器中以180 r/min的震蕩速度震蕩12 h，反應完畢后將溶液進行過濾，用ICP進行剩余溶液砷濃度測量，濾渣送至電熱恒溫鼓風干燥箱在60 ℃下干燥12 h。

(2)反應時間影響

用電子天平分別稱取10 g的煤渣于100 mL的錐形瓶中，加入50 mL的污酸，煤渣與污酸固液比為200 g/L。在25 ℃的恒溫震蕩器中以180 r/min的震蕩速度分別震蕩1 h、2 h、4 h、6 h、9 h、12 h，反應完畢后將溶液進行過濾，濾液稀釋后用ICP進行剩余砷濃度測量，濾渣送至電熱恒溫鼓風干燥箱在60 ℃下干燥 12 h。

(3)pH值的影響

分別稱取10 g的煤渣于100 mL的錐形瓶中，加入50 mL的污酸，煤渣與污酸固液比為200 g/L。之后再用過氧化氫溶液將pH分別調至1、 3、 5、 7、 9 、12，在25 ℃的恒溫震蕩器中以180 r/min的震蕩速度震蕩9 h,反應完畢后將溶液進行過濾，濾液稀釋后用ICP進行剩余砷濃度測量，濾渣送至電熱恒溫鼓風干燥箱在60 ℃下干燥12 h。

以砷的去除率作為試驗指標，考察煤渣加入量、反應時間和pH對污酸中砷去除率的影響，稱取一定量的煤渣與污酸混合，在23 ℃的水浴恒溫振蕩器上以180 r/min的轉速振蕩，振蕩反應一定時間后，去除用孔徑為0.45 μm的微孔濾膜進行過濾，用ICP檢測濾液中砷濃度，濾渣進行干燥裝袋密封保存，按照式(1)計算砷的去除率：

(1)

式中：C0為初始時污酸中的砷離子濃度，g/L；C為除砷后污酸中的砷離子濃度，g/L。

2.4 毒性浸出試驗

對本試驗所得的含砷固體進行浸出毒性分析，通過分析，可以對煤渣除砷的方法進行改進并找出最佳除砷條件，根據(jù)《危險廢物浸出毒性鑒別標準》(GB 5085.3—2007)，As的浸出毒性標準值為5.0 mg/L。在 1 L的去離子水中加入 5.7 mL 的冰醋酸，將 pH 調節(jié)至 2.88±0.05，制備浸提劑，然后將除砷后的煤渣與浸提劑以固液比為 1：20 進行混合，在恒溫水浴振蕩箱中以轉速為 180 r/min振蕩 18 h，完成后用過濾裝置進行過濾，收集濾液，用 ICP 測量濾液中砷的濃度。

3 結果與討論

3.1 高鈣高鐵煤渣處置含砷污酸的反應行為

3.1.1 煤渣加入量的影響

煤渣加入量影響污酸沉淀pH和接觸反應面積，會對除砷效率產生重要影響。不同加入量的煤渣對污酸殘余砷濃度及脫砷率的影響如圖2a所示。從整體趨勢來看，脫砷率隨著煤渣加入量的增加先上升而后逐漸趨于穩(wěn)定，溶液殘余砷濃度呈現(xiàn)下降趨勢。理論上，煤渣加入量越大，除砷效果越好。但由于成本和技術上的限時，應確定一個最佳煤渣加入量。當煤渣加入量為200 g/L時，砷的去除率為98.31%；煤渣加入量為240 g/L時，砷的去除率為98.44%，脫砷率變化不大。此時，隨著煤渣加入量從200 g/L增加到240 g/L，如圖2b所示，除砷煤渣中砷的毒物浸出濃度相對變化較小，但都低于《危險廢物鑒別標準GB 5085.3—2007》規(guī)定的5 mg/L[26]，屬于一般固體廢棄物。

造成圖2a這種趨勢的原因是由于煤渣是由鐵氧化物和其他堿性氧化物組成[27]，這就決定了煤渣可以通過化學沉淀和吸附[28, 29]來去除污酸中的砷。污酸中砷離子的濃度一定，當煤渣加入量較低時，可供砷離子進行反應與吸附的位點不多，所以砷離子能迅速聚集到煤渣表面進行反應，所以砷的去除率先呈現(xiàn)上升趨勢。隨著煤渣加入量的增加，溶液中砷酸根離子和煤渣反應接觸面積增大，并且可提供更多的有效吸附位點，砷酸根離子和煤渣充分反應生成砷酸鐵。同時，煤渣溶解在溶液中的Fe3+與堿性離子濃度增加，溶液中正電位濃度增大，促進砷酸鐵離子和鐵離子的共沉淀反應。煤渣加入量越多，反應越充分，除砷煤渣中砷的毒物浸出越小。當煤渣加入量達到一定水平時，溶液中砷酸根離子和煤渣的反應趨于飽和，反應驅動力下降，導致殘余砷離子濃度相對變化較小，所以脫砷率逐漸趨于穩(wěn)定。

圖2b顯示在TCLP試驗中浸出的砷濃度隨著煤渣加入量的增加而逐漸降低。由圖可知，當煤渣的加入量為40 g/L和80 g/L時浸出液中砷的濃度很高，這是由于這時的砷主要被吸附于沉淀物表面，生成的穩(wěn)定含砷化合物較少；當煤渣加入量超過120 g/L時，生成的穩(wěn)定含砷化合物增加，砷酸鐵含量增加，大多數(shù)的砷被固定于沉淀物中，所得的浸出液中砷濃度均<5 mg/L。

圖2 (a)不同加入量條件下剩余溶液含砷量及砷脫除率;(b)不同加入量條件下沉砷反應結果TCLP;(c)不同加入量條件下的XRD;(d)不同加入量下最終pH值(溫度為25 ℃，時間為12 h)

煤渣主要是由鈣、鐵、硅氧化物組成，所以反應總能夠釋放鈣離子、鐵離子和硅離子。通過對煤渣與污酸反應后固體進行XRD檢測，其結果如圖2c所示。由圖2c可知，除砷后煤渣產物主要含有石膏(CaSO4.2H2O)和二氧化硅(SiO2)，從圖中并沒有看出任何能固定砷的化合物，說明形成的含砷固體產物不是晶型的，所以會有大量無定形砷酸鈣，因此污酸中的砷離子會與石膏以共沉淀[30]的方式去除。通過觀察可以發(fā)現(xiàn)隨著煤渣加入量的增加，峰的強度在減小，峰形更平緩，表明當煤渣加入量較少時得到的石膏較為純潔且結晶度高。此外，煤渣中鐵離子在污酸中溶出后，在Fe3+存在下，五價砷能夠與Fe3+形成無定形砷酸鐵沉淀[31, 32]，進而有效地將砷從污酸中去除。

圖2d顯示的是不同煤渣加入量下最終的pH值變化，由圖可見，在酸性條件下，煤渣中的鐵氧化物會和酸根離子反應并釋放鐵離子，并且煤渣中堿性氧化物會發(fā)生水解，產生大量的OH-基團，溶液中的H+和OH-發(fā)生中和反應[33]，導致pH值的增加。并且隨著加入量的增加，pH值呈現(xiàn)上升趨勢。在考慮煤渣加入量時，根據(jù)實際情況選擇200 g/L時為最佳加入量，其除砷率達到98.31%。

3.1.2 反應時間的影響

在煤渣加入量為200 g/L、反應溫度為25 ℃的條件下進行脫砷反應，研究了不同反應時間下除砷效果與沉淀物的性質，如圖3所示。圖3a顯示的是不同反應時間下殘余砷含量與脫砷率，由圖所示，在初期，溶液中的砷含量隨著反應時間的增加逐漸降低，砷的去除率上升幅度也較大，曲線較為陡直，當反應時間為9 h時，砷的去除率達到了97.91%，溶液中含砷量為118.2 mg/L。在后期，砷的去除率的曲線上升比較平緩，砷的去除率基本維持在98.31%，溶液的含砷量為118.2 mg/L。反應時間對砷的去除率顯示出“快速吸附，緩慢平衡”的規(guī)律。通過圖2b所示，溶液中砷酸根離子與煤渣的接觸時間越長，除砷煤渣中砷的毒物浸出濃度越低，當反應時間超過4 h后，除砷煤渣的砷的浸出濃度低于5 mg/L[26]。這主要是由于短時間內煤渣通過吸附脫除砷，隨著反應時間的增加，化學反應不斷進行，形成穩(wěn)定的化合物，所以毒性浸出較低。

研究表明，煤渣對砷酸根離子去除是化學沉淀法和吸附法的共同作用。起初，煤渣中的鐵氧化物與H+反應，釋放Fe3+，使得溶液中正電荷增加，F(xiàn)e3+與砷酸根離子主要靠靜電作用，快速吸附共沉淀，而且初始砷離子濃度與煤渣表面能相差較大，因而砷酸根離子吸附在煤渣表面，很快達到平衡；隨著反應時間增加，H+濃度減小，砷酸鐵及其他沉淀物附著在煤渣表面，F(xiàn)e3+釋放速度受限，砷酸根離子與Fe3+的作用能力降低，而吸附在煤渣表面的砷酸根離子與煤渣發(fā)生化學反應生成穩(wěn)定的砷酸鐵以及其他化合物。因此砷的去除主要通過化學沉淀法和吸附進行實現(xiàn)。

圖3c是不同反應時間下沉淀物的XRD圖像，由圖可知除砷后煤渣產物主要含有石膏(CaSO4.2H2O)和二氧化硅(SiO2)，隨著反應時間的延長，峰的強度增強，峰形也更加尖銳，說明此時沉淀物中的雜質不多，石膏的結晶度較好。同樣由于石膏的存在，污酸中的砷離子會與石膏以共沉淀的方式去除，五價砷也能夠與Fe3+形成無定形砷酸鐵沉淀，進而有效地將砷從污酸中去除。

圖3 (a)不同反應時間條件下剩余溶液含砷量及砷脫除率；(b)不同反應時間條件下的毒性浸出圖(TCLP)；(c)不同反應時間條件下的XRD圖；(d)不同反應時間下最終pH值(煤渣加入量為10 g，溫度為25 ℃)

圖3d為反應時間對煤渣反應后污酸終點pH值的影響。如圖3d可見，隨著反應時間的增加，污酸終點pH值先快速增加后趨于穩(wěn)定。煤渣與污酸接觸時間越長，越有利于鐵氧化物在酸性條件下的溶解反應，堿性氧化物水解和電解越充分，污酸終點pH值變化越明顯。當反應時間達到一定值后，溶液中H+濃度減少，酸堿中和反應驅動力減弱，污酸終點pH保持相對穩(wěn)定。

3.1.3 pH的影響

在砷沉淀的過程中，酸堿度對砷酸鐵的合成和煤渣的溶解非常重要，因此研究酸堿度對砷的去除的影響。將pH調至1、 3、 5、 7、 9 、12，反應溫度為25 ℃，反應時間9 h。煤渣作為一種鐵源，煤渣的溶解也是由砷沉淀驅動的，這可以保持溶液中相對穩(wěn)定的pH值。生成砷的沉淀物，煤渣的溶解消耗和釋放鐵離子，是相互促進的機制，直至除砷率達到規(guī)定標準。

圖5a表明砷的去除效率受酸堿度的影響很大。砷酸鐵的形成很大程度上取決于溶液的酸堿度。如圖所示，除砷率隨著pH的升高而降低，殘余溶液中的砷含量呈現(xiàn)上升趨勢。造成這種情況一方面是由于低pH值有利于煤渣的溶解，溶解出的Fe3+有利于與砷酸根離子反應形成無定形砷酸鐵。另一方面，較高的pH值會抑制Fe3+從煤渣中釋放，并導致Fe3+以堿性化合物的形式沉淀，抑制砷酸鐵的形成。結果表明，當pH=0.98，除砷率達到了97.91%，剩余溶液中砷離子濃度未146.6 mg/L。相應的，對不同初始pH條件下的濾渣進行毒性浸出試驗得到了圖4b，從圖中可知，在pH=0.98時，獲得的沉淀物在TCLP試驗中具有最低的浸出砷濃度。

圖4 (a)不同初始pH條件下剩余溶液含砷量及砷脫除率圖；(b)不同反應時間條件下的毒性浸出圖(TCLP)；(c)不同初始pH下的XRD圖；(d)不同pH下最終pH值(溫度為25 ℃；反應時間為9 h)

對不同初始pH條件下的濾渣進行XRD分析，如圖4c。從圖中可知，沉淀物的主要成分為Fe2O3、SiO2與石膏(CaSO4.2H2O)。在初始pH(pH=0.98)條件下，沉淀物中主要是SiO2與CaSO4.2H2O，隨著pH的升高，SiO2的峰變得比較尖銳，CaSO4.2H2O的漸漸消失，且濾渣中出現(xiàn)Fe2O3。主要是由于隨著pH的升高，一部分Fe2O3未能參加反應，并沒有生成其他固體而是附著在砷酸鐵或亞砷酸鐵的表面形成沉淀，同時，溶液中的剩余砷含量也是逐步上升，除砷率逐漸下降。

圖4d是初始pH對煤渣反應后污酸中最終pH值的影響。由圖知，隨著初始pH在1～3時，污酸終點的pH下降，這是由于在pH=1～3時，鐵氧化物在酸性條件下發(fā)生溶解，而堿性氧化物水解和電離不充分，所以pH值會下降。而后隨著初始pH值的增加，污酸終點的pH值隨著增加，這是由于當pH>3時，溶液酸度較低，鐵氧化物溶解度較低，但是堿性氧化物的水解和電解會充分發(fā)生釋放OH-，污酸的最終pH值增加。

3.2 高鈣高鐵煤渣除砷機理

為了闡明煤渣除砷機理，對除砷煤渣進行了SEM-EDS分析，研究除砷煤渣的微觀形貌、元素組成?；?.2煤渣除砷條件，選擇室溫、煤渣加入量為10 g、反應時間為12 h、pH=0.98時作為反應條件。

除砷后煤渣形貌以及除砷后煤渣組成如圖5所示。取樣區(qū)域(Sampling Area 1)主要是一些從圖中可以看出含砷沉淀物粒徑分布相對均勻，呈現(xiàn)塊狀形式，有長條的棒狀物和很多針狀型小顆粒，細長型小顆粒大多依附在長條棒狀物上。物質的原子組成為 O(50.87%)、As(9.67%)、Fe(9.37%)、Si(3.48%)、

圖5 含砷沉淀物的SEM-EDS圖

Mg(6.44%)，其中O、Fe、As、Mg和Si是該顆粒主要組成元素。對其進行物質成分計算分析，推測可能是以 FeAsO4、SiO2、MgO形態(tài)存在。為獲得As在除砷后煤渣中存在形式和分布規(guī)律，在SEM圖譜所示趨于對不同結構和形狀的顆粒進行了能譜打點分析。取樣點1(Sampling point 1)是由小顆粒堆疊成的團聚物，原子組成分別為 O(41.92%)、Ca(8.77%)、Fe(5.69%)、As(5.06%)、Si(3.45%)，表示這些團聚物主要是由O、Ca、Fe和As組成，對其進行物相成分計算分析，發(fā)現(xiàn)是由FeAsO4、SiO2以及少量Ca3(AsO4)2組成；取樣點2(Sampling point 2)成針狀型，原子組成為 O(68.96%)、S(13.15%)、Ca(10.37%)、Fe(2.28%)、As(1.97%)、Si(3.48%)，表示這些針狀型主要是由O、S、Ca、Si、Fe、As組成，對其進行物相成分計算分析，發(fā)現(xiàn)是由SiO2、 CaSO4、 FeAsO4、Ca3(AsO4)2除此之外還有少量的Fe2O3顆粒附著于FeAsO4顆粒表面。取樣點3(Sampling point 3)的原子組成為O(63.29%)、Ca(8.94%)、Fe(8.30%)、As(4.88%)、Mg(6.16%),表示主要是由O、Ca、Fe、As、Mg組成，對其進行物質成分計算分析，發(fā)現(xiàn)是由 CaSO4、FeAsO4和Ca3(AsO4)2并且存在著大量的Fe2O3，這一部分Fe2O3附著在FeAsO4的表面，一起形成沉淀。經(jīng)過對比發(fā)現(xiàn)Sampling point 1的As含量最大，進一步說明這些團聚物是除砷的主要沉淀物，可以推測主要物相為FeAsO4和硅酸鹽，還有少量Ca3(AsO4)2。

所以根據(jù)上述分析，煤渣中的一部分Fe2O3溶解于污酸中，煤渣既中和了污酸也可以提供三價鐵，溶解于溶液中的Fe2O3會和污酸中的硫酸發(fā)生反應生成砷酸鐵，與此同時，由于煤渣中含有CaO，所以在試驗過程中會有一部分 Ca3(AsO4)2生成，但含量不高，且不穩(wěn)定，為溶解的Fe2O3會被吸附于沉淀物表面，未能發(fā)揮其除砷的功效。

4 結論

本文的試驗思路是利用高鐵高鈣煤渣處置含砷污酸，以達到去除污酸中砷離子并且生成穩(wěn)定含砷化合物的目的。試驗通過三種變量(加入量、反應時間、初始pH)來研究高鐵高鈣煤渣去除污酸中砷的效果。

(1)當煤渣與污酸固液比為為200 g/L時，反應溫度為25 ℃，反應時間為12 h條件下，含砷污酸含砷量從7 g/L降低至118.2 mg/L，除砷效率可達98.31%。燃煤渣用于污酸除砷除砷能力最高可達82.52 mg/g，隨著反應時間增加除砷效率和沉淀物穩(wěn)定性明顯提高，。初始pH=0.98時，除砷效果最好，并且隨著pH升高顯著下降。

(2)煤渣中富含鐵氧化物和其他堿性氧化物，煤渣通過離子交換吸附和化學共沉淀實現(xiàn)污酸除砷。在酸性條件下，煤渣中鐵氧化物溶解釋放大量鐵離子與砷酸根離子發(fā)生離子交換吸附和共沉淀作用，形成較穩(wěn)定的砷酸鹽及衍生物。這些含砷顆粒附著在煤渣表面促進砷穩(wěn)定化，降低除砷煤渣中砷的浸出。