技术领域
[0001] 本
发明涉及富营养化
水体除污技术，尤其涉及一种富营养化水除磷填料及其方法。
背景技术
[0002] 我国水体普遍富营养化，水中氮磷元素偏高，水体透明度下降，甚至出现蓝藻爆发，严重影响水体功能和城市水环境
质量。
[0003] 富营养化水体的治理，关键在于水中
营养元素氮磷的去除，但传统如硝化反硝化、聚磷菌厌
氧释磷好氧过量吸磷等脱氮除磷技术只适合于生活污水等较高浓度的水质，对于富营养化水体效果不佳。
[0004] 对微污染含磷水源水的治理，多数采用强化混凝技术、强化沉淀技术、强化过滤技术等，如“梁苑斐.微污染
原水净化处理研究[D].广东：暨南大学,2010”、“苏兆斌.章诗芳.孙伟等.微污染富营养化水源水净化处理试验[J].净水技术，2002,21(3)：10-12”等利用向水中投药使水质达标，面对严重的水源污染和日益提高的水质标准以及水体的富营养化对生态环境造成的极大威胁，微污染水源水磷的处理将是一个趋势，但目前的除磷技术仍存在不足，这些处理技术虽能使水质达标，但成本较大，且耗费人
力物力；而近年来利用
铁屑、
活性炭等材料对微污染富营养化水体的治理越来越受到人们的关注，该类材料可作为人工湿地基质以及反应器填料等。
发明内容
[0005] 本发明的目的是提供一种廉价高效的富营养化水除磷填料及其方法。
[0006] 为了达到上述目的，本发明一方面提供了一种富营养化水除磷填料，其由铁屑、
铜屑与木屑混合而成，各组分质量比例为，铁屑：铜屑：腐木＝5-20：1：0.4-0.6。
[0007] 第二方面，本发明提供了一种富营养化水除磷方法，其特征在于：包括以下步骤，[0008] S1，将铁屑、铜屑与腐木混合，其中，各组分质量比例为，铁屑：铜屑：腐木＝5-20：1：0.4-0.6，得到填料；
[0009] S2，将步骤S1得到的填料填充于沟渠内，将待处理富营养化水注入沟渠内，其中，每1000mL水对应设置铁屑质量为100-200g，6-10h后，得到除磷水。
[0010] 本发明的有益效果是：本发明提供的富营养化水除磷方法，对微污染水中的TP、DTP、TN、DTN、NH3-N和COD均有一定的去除效果，得到的除磷水总磷含量低于0.05mg/L，达到《地表水环境质量标准》(GB3838-2002)III类水质标准，除磷效果达到85.7％，总铁含量低于0.3mg/L，达到《生活
饮用水卫生标准》(GB5749-2006)标准要求；本发明提供的富营养化水除磷填料，所用原料铁屑、铜屑、腐木均为废弃物，价格低廉，经济可行，因此本技术在微污染
水处理如河水、湖水等方面应用前景广阔。
附图说明
[0011] 图1为
实施例1得到的磷去除率-时间曲线图；
[0012] 图2为实施例2得到的磷去除率-时间曲线图；
[0013] 图3为实施例3得到的磷去除率-时间曲线图；
[0014] 图4为实施例4得到的铁浓度-时间曲线图。
具体实施方式
[0015] 本发明一方面提供了一种富营养化水除磷填料，其由铁屑、铜屑与木屑混合而成，各组分质量比例为，铁屑：铜屑：腐木＝5-20：1：0.4-0.6。
[0016] 当废铁屑、
废铜屑和腐木浸没在富营养化水中时，会发生内部和外部两方面的微
电解反应。废铁屑本身是铁
碳合金，在
电解质溶液中由于铁和碳电势有明显差异，铁屑内部会形成许多微小的原
电池；另外，废铜屑的中的铜会与周围的废铁屑形成数目众多的
原电池，加快了废铁屑的
腐蚀，有机物既能在铁屑表面发生还原反应，也能在铜屑表面得到
电子发生还原反应。发生的原电池反应如下：
[0017]
[0018] 在中性和
碱性条件下:O2+2H2O+4e＝4OH-
[0019] 腐木对水中磷有一定的
吸附作用；同时在
阳极，铁盐以离子状态存在，铁离子与溶解态的
磷酸根发生反应；待处理富营养化水pH值为7.39-7.73，在
阴极反应后铁盐以凝胶态的形式存在，具有更强的吸附絮凝性，其主要通过电中和、吸附架桥及絮体卷扫的作用将微污染水源水水中含磷物质絮凝沉降下去；从而达到微污染水源水除磷的目的。
[0020] 优选的，所述铁屑：铜屑：木屑＝10：1：0.5。
[0021] 优选的，所述铁屑中碳的质量百分含量为1.5-4％，铁屑宽2-10mm，厚度<2mm，铜屑尺寸为宽2-10mm，厚度<2mm。
[0022] 优选的，所述腐木最大长、宽或者高尺寸为20-200mm，
比表面积为20-60cm2/g。
[0023] 第二方面，本发明提供了一种富营养化水除磷方法，其特征在于：包括以下步骤，[0024] S1，将铁屑、铜屑与腐木混合，其中，各组分质量比例为，铁屑：铜屑：腐木＝5-20：1：0.4-0.6，得到填料；
[0025] S2，将步骤S1得到的填料填充于沟渠内，将待处理富营养化水注入沟渠内，其中，每1000mL水对应设置铁屑质量为100-200g，6-10h后，得到除磷水。
[0026] 优选的，所述步骤S2得到的除磷水总磷含量低于0.05mg/L，总铁含量低于0.3mg/L。
[0027] 以下结合具体实施例对本发明所述的富营养化水除磷填料及其方法作进一步说明。
[0028] 以下实施例中待处理富营养化水取自武汉市沙湖，pH值为7.39-7.73，溶解氧(DO)为5.02-6.97mg/L，总磷(TP)为1.01-1.25mg/L，总氮(TN)为1.88-2.40mg/L，
氨氮(NH3-N)浓度为1.82-2.10mg/L；总铁为0.239-0.255mg/L。
[0029] 实施例1
[0030] 将铁屑与铜屑分别按照5:1、10:1、20:1的质量比例混合，得到填料；
[0031] 将填料填充于烧杯内，将待处理富营养化水1000mL注入烧杯内，其中，每1000mL水对应设置铁屑质量为180g，测试水体磷含量随着时间变化曲线如图1所示。
[0032] 由图1可知，当铁铜比为5:1时，随着反应时间的增长，除磷效果虽在增长，但均未超过30％；当铁铜比为20:1时，除磷效果超过30％，但在150min时总磷去除率却低于120min时的去除率，且在180min后，总磷去除率几乎无增长趋势；当铁铜比为10:1时，随着反应时间的增长，除磷效果逐渐增长，且未出现除磷效果降低的情况。故按10:1的比例加入铁铜是零价铁微电解去除微污染水源水中磷实验的优选条件。
[0033] 实施例2
[0034] 将铁屑与铜屑按照10:1的质量比例混合，得到填料；
[0035] 将填料填充于烧杯内，将待处理富营养化水1000mL注入烧杯内，其中，每1000mL水分别对应设置铁屑质量为120g、150g与180g，测试水体磷含量随着时间变化曲线如图2所示。
[0036] 由图2可知，在以10:1的比例加入铜屑后，随着时间的增长，各组实验除磷效果均增长，三组除磷效果均达到90％以上；但180g铁18g铜在反应6小时后，TP浓度为0.165mg/L，达到《地表水环境质量标准》(GB3838-2002)III类水质标准，除磷效果达到85.7％；其余两组依次为64.8％和76.1％，总磷浓度依次为0.405mg/L和0.275mg/L。故最佳除磷优选条件为废铁屑180g/L，并以10:1的质量比例加入铜屑。
[0037] 实施例3
[0038] 分别称量120g废铁屑3份，置于1000mL烧杯中，依次加入0g、0.5g、1g腐木，然后加入1000mL水，测试水体磷含量随着时间变化曲线如图3所示。
[0039] 由图3可知，在同样的实验条件下，三者除磷效果随着反应时间的增长均增大；当未加入腐木时，反应210min后除磷效果最大达到28％；当腐木质量为1.0g时，反应210min后除磷效果却未达到20％；当腐木质量为0.5g、反应时间为30min时，除磷效果为17.2％，反应持续到60min时除磷效果达到25％，此时0.5g腐木的总磷去除率高于0.0g和0.5g腐木在反应210min后的去除率。0.5g腐木在反应210min后总磷去除率可达48.8％。试验中1g腐木的体积大于0.5g腐木的体积，这虽能增大腐木对磷的吸附作用，但可能阻碍了烧杯中原电池反应的进行。综合各方面因素，确定加入0.5g腐木为零价铁微电解去除微污染水源水中磷的实验的优选条件。
[0040] 实施例4
[0041] 分别制备以下填料，50g铁屑、100g铁屑、200g铁屑、120g铁屑与120g铜屑、150g铁屑与150g铜屑、180g铁屑与180g铜屑；
[0042] 分别将上述填料置于1000mL烧杯中，然后加入1000mL水，测试水体磷含量随着时间变化曲线如图4所示。
[0043] 由图4可知，水样中总铁浓度随时间增大而增加，反应到某个时刻时，水样中铁粒子浓度达到最大值，且所加废铁屑质量越大，达到总铁浓度最大值所需时间越短；随着时间继续推移，水样中铁粒子絮凝，使水样中总铁浓度慢慢下降；当铁铜以10：1的比例混合加入水样时，由于反应较快，铁浓度可在1小时内达到最大值，随后铁粒子开始絮凝，其浓度也逐渐下降；用不同质量的废铁屑处理水样时，开始所加入铁的质量越大，最终铁粒子浓度越小。在本试验除磷优选条件下，反应6h后总铁含量均低于《生活饮用水卫生标准》(GB5749-2006)标准要求0.3mg/L。
[0044] 以上所述仅为本发明的较佳实施方式，并不用以限制发明，凡在本发明的精神和原则之内，所做的任何
修改、等同替换、改进等，均应包含在本发明的保护范围之内。
