As（Ⅲ）在包气带土层中的自净作用实验研究

本文根据室内原状土混合溶液的淋滤实验,利用化学热力学的基本理论,研究As（Ⅲ）在包气带土层中的迁移、积累、分布特征。证明As（Ⅲ）在包气带土层中的吸附作用为其主要的自净作用,“不完全吸附作用”为其主要吸附作用特征。论证了包气带土层对于As（Ⅲ）的净化能力及对地下水的保护能力。     

Pb(Ⅱ)Cu(Ⅱ)Hg(Ⅱ)和As(Ⅲ)在包气带土层中迁移机理的室内实验研究

本文从水-土系统质量均衡的观点,用热力学和数学模型方法,对室内土柱实验资料进行了科学的分析。从而较好地阐明了Pb(Ⅱ)、Cu(Ⅱ)、Hg(Ⅱ)和As(Ⅲ)在包气带土层中的迁移机理。含Pb(Ⅱ)、Cu(Ⅱ)、Hg(Ⅱ)的水溶液进入土层后,在短期内就能达到新的化学平衡。应向固相转移的质量,在土层上部30cm内已经结束。其迁移形式分别为PbOH~+、CuCO_3~0、Hg(OH)_2~0。而As(Ⅲ)由于溶解度大,被吸附能力弱,不向固转移质量,直接通过土层进入地下水。     

石油类污染物在包气带土层中的水化学迁移率测定

水化学迁移率是反映污染质在水-土孔隙介质中迁移锋面速度的参数,参数值的大小与土壤介质性质、水流状态、污染物质的物理化学性质有关。利用淋滤土柱的动态平衡试验法,模拟自然降雨入渗条件下,石油类污染物在吉林油田区包气带土层中的迁移转化过程。试验结果表明,其水化学迁移过程可分为淋溶阶段、吸附阶段和平衡阶段;微生物分解作用比较弱;不同厚度土层的淋滤液浓度衰减曲线趋势极为相似。考虑室内实验与野外自然环境之间存在的尺度效应,合理确定了阻滞因子、水化学迁移率。     

Pb(Ⅱ),Cu(Ⅱ)和Hg(Ⅱ)在包气带上层系统中的自净作用

本文以野外土化学分析资料和室内原状土Ph(Ⅱ)、Cu(Ⅱ)和Hg(Ⅱ)的混合溶液淋滤实验资料为基础,以热力学基本原理为理论根据,建立Pb(Ⅱ)、Cu(Ⅱ)和Hg(Ⅱ)在土层系统中的迁移形式的数学模型。以此,评价Pb(Ⅱ)、Cu(Ⅱ)和Hg(Ⅱ)在包气带土层系统中的积累位置、积累方式及其迁移条件。确定配位体(∑HCO~-_3、∑Cl~-,∑SO~(2-)_4)浓度变化对于Pb(Ⅱ)、Cu(Ⅱ)和Hg(Ⅱ)稳定迁移形式和稳定迁移浓度大小的影响程度。     

包气带土层对氮素污染地下水的防护能力试验研究

包气带土层能够有效滞留和吸附污染物,是阻隔污染物进入地下水的重要屏障。通过对北京市典型地区包气带土体进行土柱淋溶试验,研究包气带土层对氮素污染地下水的防护能力,实验结果显示,包气带土层对氮素的截污性能具有明显的分段性。粘质粉土对氮素污染地下水具有较强的截留和防护能力,粉砂截留和防护能力相对较差。经计算粘质粉土和粉砂对再生水的净化能力分别为83.3%、29.1%。包气带土层颗粒粒径愈大,污染物浓度高,水动力条件好,包气带土层的防护能力愈差。     

包气带土体NO-3污染的微生态修复实验研究

社会经济的发展和资源的利用产生了一系列环境问题,尤其是化肥的超量施用,已经危及包气带土体和地下水的质量安全。大量的氮素没有被农作物吸收,经微生物硝化作用后,以硝态氮的形式进入包气带土体,使包气带土体普遍受到氮素不同程度的污染。本文简述了包气带土体硝态氮污染的室内微生态修复、阻控技术和实验研究,探讨了今后应用的可行性。     

纳米铁去除饮用水中As(Ⅲ)和As(Ⅴ)

在好氧水体中,As(Ⅲ)比As(Ⅴ)更易迁移,而且在水处理过程中去除效率更低。在实验室合成制得BET比表面积为49.16 m2/g,直径范围为20~40 nm的纳米铁。通过批试验考察纳米铁对As(Ⅲ)和As(Ⅴ)去除能力及其反应动力学情况。结果表明,在pH为7,温度20℃时纳米铁能够快速地去除As(Ⅲ)和As(Ⅴ),在60 m in内,0.25 g纳米铁对起始浓度为968.6μg/L As(Ⅲ)和828.9μg/L As(Ⅴ)的去除率大于99.5%。反应遵循准一级反应动力学方程,标准化后的As(Ⅲ)和As(Ⅴ)比表面积速率常数kSA分别为1.30 mL/(m2.m in)和1.64 mL/(m2.m in)。由实验结果可知,具有高反应活性的纳米铁是用于含砷饮用水处理非常有效的吸附材料。     

流速及介质粒径对As(Ⅲ)迁移影响的实验研究

为了解潜流带中地下水流速和介质颗粒对As（Ⅲ）迁移的影响,选用天然河砂为介质,配制地下水含As（Ⅲ）模拟液,开展室内批实验和动态柱实验并进行表征分析,探讨流速和介质粒径对As（Ⅲ）迁移的影响及机制.结果发现：（1）粒径越小的河砂与As（Ⅲ）相互作用平衡时间越长,As（Ⅲ）的单位吸附量（Qe）随着河砂粒径的增大而减小（0.15～0.18 mm的粒径河砂除外）,单层最大吸附量（Qm）随着粒径的增大呈减小趋势;（2）As（Ⅲ）在河砂上的迁移行为表现出明显的粒径和流速效应;一方面,河砂粒径越小,比表面积越大,增加了水-砂相互作用时间和限制了地下水冲洗速度,不利于As（Ⅲ）在河砂中的迁移;另一方面,流速越大导致空隙通道内的水力剪切力增强,紊流强度的提高减小了滞留边界层厚度,利于As（Ⅲ）在河砂中的迁移.     

干湿交替条件下包气带土柱中氮素迁移转化规律实验

干湿交替的回灌方法常被用于解决地面回灌补给地下水的堵塞问题。研究干湿交替条件下地面回灌对地下水的影响对于指导再生水回灌地下水具有重要实际意义。通过室内土柱模拟实验,在入渗强度为10.5 mm/h的条件下,日均进水量3 888 mL;用干湿交替的地面回灌模式持续运行136 d,累计灌入氨氮含量为5 mg/L的模拟再生水23 894 L,研究包气带土柱对氨氮的去除效果及氮素在包气带中的迁移转化规律。研究表明,充分利用包气带的好氧、兼氧和厌氧环境,生物脱氮是地下水回灌过程中脱氮的主要途径。包气带对氨氮的去除机理主要为土壤对氨氮的吸附作用和微生物的降解作用。回灌过程中累积在土颗粒表面的氨氮在干期发生硝化作用,干湿交替会加强氮素在包气带的迁移转化,导致干期后的回灌初期大量硝态氮迁移到饱和带地下水中。     

两类矿物前体对As(Ⅲ)阴离子吸附机制的实验研究

通过两类矿物前体对A s(Ⅲ)阴离子的吸附反应的实验研究发现:这两类矿物前体在吸附反应过程中pH值均发生了明显变化,它们对A s(Ⅲ)的吸附均属于化学吸附。M g-A l-LDO从环境中获取阴离子以恢复重建LDH的结晶结构,并释放OH-使溶液pH升高;F e(OH)3凝胶改变了A s(Ⅲ)的络合配位数,同时产生H+离子,使溶液pH降低;M g-F e-LDO兼有二者的特点。在室温条件下,M g-A l-LDO和M g-F e-LDO对A s(Ⅲ)的吸附容量分别为83.2×1-0 3和87.45×1-0 3,而F e(OH)3凝胶为204.9×1-0 3。矿物前体对溶液中阴离子污染物的吸附能力大大高于对应的矿物,主要原因是它们的吸附机理不同,前者为化学吸附,而后者以物理吸附为主。     

涂铁石英砂去除水中As(Ⅴ)的实验研究

选择来源广泛的石英砂作为负载体,以Fe Cl3为原料,用加热蒸发法合成制备简便且易于过滤的新型材料——涂铁石英砂(IOCS)。合成的IOCS表面的铁氧化物以赤铁矿为主,含铁量为11.73%,比表面积较改性前提高12.2倍。IOCS对As(V)的吸附动力学实验和等温吸附实验结果显示其吸附As(V)平衡时间为80 min,对As(V)的最大吸附量为1.22 mg/g。吸附符合Lagergren准二级动力学模型和Langmuir吸附等温模型,是表面吸附和共沉淀并存的过程。当初始As(V)浓度分别为0.1 mg/L、1 mg/L、5 mg/L,IOCS投加量与溶液中As(V)质量比分别为20000∶1和10000∶1时,在p H=6和p H=8.5两种条件下,IOCS对As(V)的平均去除率分别为86.10%和80.39%。     

超声提取-氢化物发生-原子荧光光谱法测定水系沉积物中As(Ⅲ)和As(Ⅴ)

在50℃条件下,使用4.8 mol/L HCl超声提取水系沉积物中的As,氢化物发生-原子荧光光谱法测定As(Ⅲ)和总As的含量,用差减法计算As(Ⅴ)的含量。实验了柠檬酸、柠檬酸钠、草酸、草酸钠、酒石酸和酒石酸钠对As(Ⅴ)的掩蔽效果,通过控制合适的介质酸度选择性地测定As(Ⅲ)。结果表明,柠檬酸钠掩蔽As(Ⅴ)的效果最佳,且As(Ⅲ)有较高的灵敏度;超声提取30 min,柠檬酸钠浓度为6 g/L,测定酸度为0.24 mol/L时可获得最佳测定效果,降低了测定时As(Ⅴ)对As(Ⅲ)产生的信号干扰。方法检出限为0.41μg/L,相对标准偏差为1.33%(n=11),标准曲线线性范围为1.5～250μg/L。As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的加标回收率分别为82.7%～95.3%和96.1%～107.6%。方法操作简便快速,准确度高,分析成本低,应用于水系沉积物中As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的价态分析测定,获得了满意的结果,可满足大批量地质样品的分析要求。     

不同氧化度碱性水钠锰矿氧化As(Ⅲ)和Cr(Ⅲ) 的动力学特性

用批量法研究了Mn平均氧化度分别为4.02、3.85和3.70的碱性水钠锰矿对As(Ⅲ)和Cr(Ⅲ)氧化的动力学特性。结果表明,碱性水钠锰矿氧化As(Ⅲ)和Cr(Ⅲ)先经历准一级动力学反应阶段,随后表观速率常数(k_obs)逐渐减小至趋近零,达到反应平衡,k_obs逐渐减小除了逆反应影响外,还与产物在矿物表面不断积累,钝化反应位点有关。初始反应阶段k_obs随氧化度增加而增大,氧化As(Ⅲ)的k_obs分别为: 0.095 1、0.039 6和0.007 1 min^-1;氧化Cr(Ⅲ)的k_obs分别为0.034 2、0.017 8和0.014 8 min^-1。氧化As(Ⅲ)的初始反应阶段生成的Mn(Ⅱ)基本保留在矿物表面,对反应位点钝化大,使k_obs减小速度快。而Cr(Ⅲ) 氧化初始阶段,Mn(Ⅱ)释放明显滞后于Cr(Ⅵ)释放,但随反应进行逐渐增加,与Cr(Ⅵ)释放量比值接近于反应计量比。故Cr(Ⅲ) 氧化生成Mn(Ⅱ)对位点的钝化远小于As(Ⅲ)氧化,其初始反应阶段后k_obs减小速度较慢,且氧化度越高,保持一级动力学的初始反应阶段越长,k_obs减小越慢。因此,水钠锰矿的Mn氧化度越高,氧化As(Ⅲ)和Cr(Ⅲ)的反应速率越快,As(Ⅲ)和Cr(Ⅲ)在碱性水钠锰矿表面氧化产物的释放行为是影响其反应动力学特性的重要因素。     

纳米锌去除水体中As(Ⅲ)吸附动力学和影响因素

As(Ⅲ)毒性高,易迁移,且是厌氧条件下地下水中主要存在形式。纳米铁颗粒在含砷水体处理中受到广泛关注,而锌具有比铁更低的氧化还原电位且更易保存,被认为是用于氯代有机化合物还原的最佳金属,但有关纳米锌用于水体中砷的研究很少。本文研究了纳米锌吸附As(Ⅲ)的反应动力学性质和吸附As(Ⅲ)的主要影响因素。通过应用准一级动力学、准二级动力学和粒内扩散三种模型对吸附过程进行模拟,结果显示纳米锌吸附As(Ⅲ)的过程更符合二级反应动力学模型,速率常数k₂为0.18 g/(mg·min),吸附量为0.47 mg/g,且去除机理以化学吸附为主。批实验结果表明,纳米锌对As(Ⅲ)吸附最佳条件为:振荡时间120 min,纳米锌投加量2.5 g/L,pH值2~7。在最佳实验条件下,纳米锌对起始浓度为0.565 mg/L As(Ⅲ)和0.568 mg/L As(Ⅴ)进行吸附试验,As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的去除率均能达到99.5%以上,表明纳米锌对As(Ⅲ)和As(Ⅴ)都有很好的去除效果,可作为处理水体中砷的吸附材料之一。以纳米锌作为吸附材料与传统方法相比,并不需要将As(Ⅲ)预氧化成As(Ⅴ),在实际应用中可简化水处理程序,节约处理成本。     

阴离子粘土吸附 As(Ⅴ)的动力学研究

利用共沉淀水热法制备镁铝阴离子粘土材料,研究了其吸附水中As(Ⅴ)的动力学。结果表明,在初始浓度为20.42～60.88mg/L及温度为298～323K的范围内,阴离子粘土对水中As(Ⅴ)的吸附动力学数据均符合拟二级速率方程。吸附表观活化能为14.40kJ/mol,说明温度对此吸附的影响并不显著。     

包气带人工微生物反硝化除氮实验研究

利用土柱模拟农田污灌下的包气带环境，对人工微生物在包气带中反硝化作用除氮进行了研究。并讨论了脱氮机理、脱氮效果及环境影响因素     

包气带人工微生物反硝化除氮实验研究

利用土核模拟农田污灌下的包气带环境，对人工微生物在包气带中反硝化作用除氮进行了研究。并讨论了脱氮机理、脱氮效果及环境影响因素。     

Fe(Ⅲ)水解过程中的Fe同位素分馏研究

三价铁水解是铁地球化学循环中的一个重要过程,在一定程度上控制了铁在水体中的运移和再分配。实验研究了Fe(Ⅲ)在20℃和46℃水解生成沉淀过程中,上清液的存在形态以及该过程导致的Fe同位素分馏。20℃水解实验有两个时间长度,分别是95天和130天,水解实验结束时上清液中的Fe(Ⅲ)主要以胶体形式存在。不同的水解时间导致的Fe同位素分馏在误差范围内是一致的。20℃水解实验结束时上清液和沉淀之间56Fe/54Fe的同位素组成之间的差异Δ56FeFe(Ⅲ)sup-Fe(Ⅲ)pre为1.15‰;46℃水解实验的时间长度为95天,结束时上清液中的Fe(Ⅲ)主要以离子形式存在,46℃水解实验结束时Δ56FeFe(Ⅲ)sup-Fe(Ⅲ)pre为1.37‰。通过瑞利分馏的公式计算出20℃和46℃时Fe(Ⅲ)水解过程中沉淀和上清液间的瞬时平衡分馏系数分别为0.999 121和0.999 260。