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2015-05-06
文件的公告送达 IPC(主分类):C02F1/28 收件人:周景 文件名称:手续合格通知书 申请日:20061229
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2014-08-13
文件的公告送达 IPC(主分类):C02F1/28 收件人:苏州微陶重金属过滤科技有限公司 文件名称:手续合格通知书 申请日:20061229
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2014-02-05
文件的公告送达 IPC(主分类):C02F1/28 收件人:苏州微陶重金属过滤科技有限公司 文件名称:手续合格通知书 申请日:20061229
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2013-11-20
专利权的转移 IPC(主分类):C02F1/28 变更前: 变更后: 登记生效日:20131028 申请日:20061229
专利申请权、专利权的转移
2012-08-22
授权
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2012-07-18
专利申请权的转移 IPC(主分类):C02F1/28 变更前: 变更后: 登记生效日:20120627 申请日:20061229
专利申请权、专利权的转移
2009-06-03
实质审查的生效
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2009-04-08
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相关申请
本国际申请要求2005年12月29日提交的、60/754,838的优先权，其 全部内容以引用的方式并入本文中。
技术领域
根据本发明的优选实施方式公开了一种用于净化水的改进的方法和组 合物。在优选实施方式中，该方法适于从水中除去砷和/或重金属。
背景技术
根据世界卫生组织(WHO)，岩石、土壤和水中发现的极度有毒的金属 元素砷影响了全世界超过100万的人口。WHO报告说，在全世界上的许多国 家，包括孟加拉国、印度、阿根廷和包括台湾在内的中国，砷中毒是普遍 的。WHO估计，仅在孟加拉国，饮用水中的砷将会引起200,000到270,000 人口因癌症而死亡。在美国，环境保护局报告说，在超过二十个州的1300 万人口受到砷污染的饮用水的影响。在其它疾病中，与砷摄入相关的医学 问题包括皮肤癌和膀胱癌。
从水中除去砷的工业技术包括：沉淀法、吸附法、离子交换(IX)法、 膜滤法、交替处理法例如湿砂过滤法，以及净水器(POU)。也存在许多从 饮用水中除去重金属的正在研制中的技术，包括：涂敷氧化铁的砂法、纳 米过滤法、铁屑法、硫改性的铁法、氢氧化铁粒子法、生物沉降法和植物 吸收方法。然而，这些技术通常需要多个处理阶段或各种技术的组合以获 得满意的水质，并且制造和操作困难且昂贵。此外，在使用上述技术净化 水后，对于安全有效地进行废物处理也有很大麻烦。
因此，从水中进行砷和/或重金属的去除以及安全处理这些有毒物质的 强有力而又价格可承受的技术似乎是消除与砷和/或重金属元素污染相关 的日益增加的健康问题的最好选择。
发明概述
上述技术具有许多缺点。例如，涂敷氧化铁的砂难以制造。过滤法， 包括膜滤法、反渗析法(RO)、反电渗析法(EDR)和纳米过滤法，可能昂贵 且操作困难。此外，废物的处理也成问题。膜不断堵塞并因此而弄脏。铁 屑、硫改性的铁和氢氧化铁粒子全需要反洗。生物沉降法和植物吸收法都 操作困难且社会上不受欢迎。沉积法，包括凝结法/过滤法(C/F)、直接 过滤法、凝结辅助微过滤法、增强凝结法、石灰软化法和增强石灰软化法， 都存在例如pH值调节之类的问题。吸附方法，特别是使用活性氧化铝的方 法，具有低容量和氧化铝问题。虽然碳基净化法可以从饮用水中除去一些 有机污染物，但碳对于除去重金属和砷，特别是As(III)和As(V)是无效的。 物理净化法如使用金属氧化物的方法，需要调节pH值且会遭受堵塞的问题。
在一些实施方式中，需要一种高效、价廉、易操作、少维护地从流体 中去除包括As(III)和As(V)在内的重金属的方法。
根据本发明的一些实施方式，公开一种用于除去流体中污染物的介质。 该介质具有高的孔隙率，并包含有铁、粘土、碳和铁-二氧化硅复合物涂层。
根据本发明的一些实施方式，公开一种制备涂敷铁的陶瓷粒子(ICPG) 的方法。该方法包括：获得多孔陶瓷粒子；用铁粉涂敷陶瓷粒子；以及重 新烧制陶瓷粒子。
根据本发明的一些实施方式，公开一种制备多孔陶瓷粒子的方法。该 方法包括：混合粘土、碳源材料和孔隙率控制用化合物以获得混合物；以 及在590-630℃之间的温度下在缺氧室内烧制该混合物。
根据本发明的一些实施方式，公开一种从流体中除去污染物的方法。 该方法包括使该流体与涂敷铁的陶瓷粒子(ICPG)接触。
根据本发明的一些实施方式，公开一种从流体中除去污染物的过滤系 统。该介质包括容器和多个ICPG。
附图说明
图1示出了ICPG粒子的扫描电子照片：(a)整个粒子(500μm标尺)， 放大率74；(b)ICPG孔闭合(5μm标尺)；(c)和(d)用作过滤介质(20 μm标尺)之前(c)和之后(d)的拓扑表面，放大率1000。
图2示出了由粗糙的Fe-Si表面捕获并结合的砷。可渗透的孔也捕获 砷。
图3示出了流速对砷去除速率的影响。
说明一些情况下以示范性的形式或者通过参照一个或多个附图在本文 中公开了本发明的实施方式。然而，任何这种具体实施方式的公开都仅是 示例性的，并不是单独地表示本发明的整个范围。
砷环境地球化学
砷(As或As，原子no：33；原子量：74.922gm/mol)通常可在遍及环境 中的毒性和活性不同的大量化学物种中找到(Francesconi，K.A.and D. Kuehnlt(2004).″Determination of arsenic species：A critical review of methods and applications，2000-2003.″Analyst 129(5)：373-395， 在此以引证的方式将其全部内容并入本文)。砷类[As(III)和As(V)]在天然 水中的分布主要取决于氧化还原电位和pH值条件(Tallman，D.E.and A. U.Shaikh(1980).″Redox Stability of Inorganic Arsenic(III)and Arsenic(V)in Aqueous-Solution.″Analytical Chemistry 52(1)： 197-199，以引证的方式将其全部内容并入本文)。在天然水系统的氧化还原 条件下，砷通常可发现处于氧化态和低氧化态(Pourbaix，M.(1966)Atlas of electrochemical Equilibria in Aqueous solutions，Pergamon Press， Oxford，p.644，以引证的方式将其全部内容并入本文)。零价金属砷在 水中是热力学稳定的，低价形式的砷通常存在于矿物固体如FeAsS(s)and FeAs2(s)中(Vink，B.W.(1996).″Stability relations of antimony and arsenic compounds in the light of revised and extended Eh-pH diagrams.″Chemical Geology 130(1-2)：21-30，以引证的方式将其全部 内容并入本文)。在大多数地下水和表层水的pH值和氧化还原条件下，溶 解的砷以As(V)(砷酸盐)类型，H2AsO4和HAsO42-，以及As(III)(亚砷酸 盐)类型，H3AsO3和H2AsO3的形式存在(Cullen，W.R.and K.L.Reimer (1989).″Arsenic speciation in the environment.″Chem.Rev. 89：713-764；Farrell，L.，Wang，P.，O’Day，and M.Conklin(2001). ″Electrochemical and spectroscopic study of arsenate removal from water using zero-valent iron media.″Environmental Science & Technology 35(10)：2026-2032；Wang，L.，Yang，S.Hou，J.Tan and H. Li，″Prevention of endemic arsenism with selenium.″Curr.ScL 18 (2001)9：1215-1218；在此以引证的方式将它们的全部内容并入本文)。 在氧化条件下，如表层水中常有的那些条件下，主要的类型是五价砷，它 们主要分别以氧基阴离子形式H2AsO4-和HAsO42-存在(Kartinen，E.O.and C.J.Martin(1995).″An overview of arsenic removal processes.″ Desalination 103(1-2)：79-88，以引证的方式将它们的全部内容并入本 文)。另一方面，在温和的还原条件(负极氧化/还原电位)，如大多数地 下水中常有的那些条件下，As(III)是热力学稳定的。经发现，在市政供应 水通常的pH值范围(pH6-9)内，As(III)主要为砷酸(H3AsO3)的非离子形 式(Cullen and Reimer 1989；Kartinen and Martin 1995)。结果，As(III) 并不与大多数的固体表面相互作用；因此，更难通过使用常规的处理方法 如吸附法、沉淀法等除去砷。另一方面，在上述相同的pH值范围内，发现 As(V)主要为H2ASO4和HAsO42-。该五价形式的As比As(III)更容易从水中除 去。
As是一种氧化还原敏感的元素；其行为(例如氧化还原转变、溶解性/ 迁移率，清除性)可通过地球化学条件(例如特别是pH值和氧化还原电位) 和微生物活性来控制。这可能会产生各种各样的可随环境的微小改变而变 化的不稳定的砷类型。为了确定用于补救决策的环境中砷的电位变化和危 险，环境样品的分析应该包括识别As的化学类型和计量存在的砷的总量以 及存在的具体化学形式(无机和有机)(Francesconi and Kuehnelt 2004； Gong，Z.，X.Lu，M.Ma，C.Watt and X.C.Le(2002a).″Arsenic speciation analysis.″Talanta 58(1)：77-96；Melamed，D.(2005). ″Monitoring arsenic in the environment：a review of science and technologies with the potential for field measurements.″Analytica Chimica Acta 532(1)：1-13.在此以引证的方式将每篇前述参考文献的全 部内容并入本文)。然而，必须小心确保在给定样品中保存有砷类型(Bednar， A.J.，J.R.Garbarino，J.F.Ranville and T.R.Wildeman(2002). ″Preserving the distribution of inorganic arsenic species in groundwater and acid mine drainage samples.″Environmental Science and Technology 36(10)：2213-2218；McCleskey，R.B.，D.K.Nordstrom and A.S.Maest(2004).″Preservation of water samples for arsenic (IIIIV)determinations：an evaluation of the literature and new analytical results.″Applied Geochemistry 19(7)：995-1009.在此以 引证的方式将每篇前述参考文献的全部内容并入本文)。
在许多环境下，As(V)通常是去质子化为砷酸盐阴离子(也就是H3ASO4， H2AsO4-1，和AsO4-3)，与主要保持在其中性形式如亚砷酸盐(也就是H3ASO3) 的As(III)含氧酸进行了相反。砷酸盐、砷酸盐阴离子和中性亚砷酸盐构成 了场分析实验的主要目标。在经污染的土壤中，无机砷酸盐是主要的类型 (Garcia-Manyes，S.5 G.Jimenez，A.Padro，R.Rubio and G.Rauret (2002).″Arsenic speciation in contaminated soils.″Talanta 58(1)： 97-109，在此以引证的方式将其全部内容并入本文)。通常，砷酸盐和其他 As(V)的类型对地质学上可得到的表面、(通常为铁氧化物)是稳定的。 (Matera，V.，I.Le Hecho，A.Laboudigue，P.Thomas，S.Tellier，et al.(2003).″A methodological approach for the identification of arsenic bearing pHases in polluted soils.″Environmental Pollution 126(1)：51-64，在此以引证的方式将其全部内容并入本文)。虽然As(V)类 型可认为有相对低的危险，但细菌活动可容易地将它们转变成更活泼且更 有毒性的砷类型的形式(Macur，R.E-，C.R.Jackson，L.M.Botero，T. R.McDermott and W.P.Inskeep(2004).″Bacterial Populations Associated with the Oxidation and Reduction of Arsenic in an Unsaturated Soil.″Environmental Science and Technology 38(1)：104-1 11，在此以引证的方式将其全部内容并入本文)。
地下水和土壤也包含有机砷种类：单甲基砷酸、二甲基砷酸、三甲砷 氧化物和三甲基砷，通常，有机砷化合物的毒性比它们相应的含氧酸的毒 性低(Le3 X.C.，S.Yalcin and M.Ma(2000).″Speciation of submicrogram per liter levels of arsenic in water：On-site species separation integrated with sample collection.″Environmental Science and Technology 34(11)：2342-2347，以引证的方式将其全部内容并入本文)， 有机砷化合物通常发现有较低的浓度；然而，在适当的条件下，可发现它 们有非常高的浓度。例如，在淡水湖中，甲基化砷可占到砷总量的 60％(Anderson，L.C.D.and K.W.Bruland(1991).″Biogeochemistry of arsenic in natural waters：the importance of methylated species.″ Environmental Science & Technology 25(3)：420-427，以引证的方式将 其全部内容并入，)。相似的生物活动可以导致土壤或其他环境样品中有机 砷种类的浓度增加。也存在构成岩石、沉积物和天然水中相当大部分砷的 砷硫种类(Cullen and Reimer 1989)，(Floroiu，R.M.，A.P.Davis and A.Torrents(2004).″Kinetics and Mechanism of As2S3(am)Dissolution under N2.″Environmental Science and Technology 38(4)：1031-1037； Wood，S.A.，C.D.Tait and D.R.Janecky(2002).″A Raman spectroscopic study of arsenite and thioarsenite species in aqueous solution at 25[deg]C.″Geochemical Transactions 3：31-39，每篇上 述的参考文献的全部内容以引证的方式并入本文)。有机砷和硫代砷化合物 不太常见并认为其毒性比无机砷含氧酸毒性低，然而，它们构成了天然产 生的砷的相当大的部分，从而应该在场测量和修正成果中作为目标。
地下水含水层的全球规模的砷污染
环境保护局(EPA)已经设定了饮用水的砷标准为10ppb(0.01mg/L)， 以保护由公共水系统供应的消费者免受长时间、慢性接触到砷的伤害。要 求到2006年1月23日水系统遵照该标准，对估计1300万美国人提供额外 的保护(EPA2006)。在许多国家中，WHO的0.01mg/L的临时指标已经被选 定为标准。然而，许多国家已经将先前的0.05mg/L的WHO指标保留下来作 为国家标准或临时指标。许多欧洲国家和日本已经采用WHO临时指标 0.01mg/L作为它们的标准。目前建议的新标准值为0.005mg/L。饮用水中 砷的国家标准仍是0.05mg/L的国家包括孟加拉国、中国和印度(来自 http://www.who.int/water_sanitation_health/dwq/arsenic3/en/的 Yamamura，S.，J.Bartram，M.Csanady，H.G.Gorchev and A.Redekopp， (2006)，″Drinking Water Guidelines and Standards″，以引证的方式将 其全部内容并入本文)。世界各地许多大的蓄水层已经被确认显著污染，As 浓度高于50μg/l，常常这样显著。最显著的发生地是在阿根廷、孟加拉国、 智利、中国北方、匈牙利、印度(孟加拉邦)、墨西哥、罗马尼亚、台湾(中 国)的一部分和美国的许多地方(特别是西南部)。与地热水相关的砷也已 在一些区域报道了，包括来自阿根廷、日本、新西兰、智利、堪察加半岛、 冰岛、法国、多米尼加和美国一些地方的温泉。在处于高砷浓度的人口方 面，问题比例最大的在孟加拉盆地，超过4000万的人口饮用含“过量”砷 的水(Smedley，P.L.and D.G.Kinniburgh(2002).″A review of the source，behaviour and distribution of arsenic in natural-waters.″ Applied Geochemistry 17(5)：517-568.来自 http://www.who.int/water_sanitation_health/dwQ/arsenicunl.pdf (2006)的Smedley，P.L.and D.G.Kinniburgh，″Source and behaviour of arsenic in natural waters″；在此以引证的方式将上述每篇文献的 全部内容并入本文)。亚洲处于危险中的人口包括：孟加拉国人(超过 35,000,000)、中国人(内蒙，新疆和陕西：5,600,000；台湾人：10, 000)、印度人(西孟加拉邦，5,000,000)、越南人(10,000,000)(Ahmed， F.，K.Minnatullah and A.Talbi(2006).Paper III.Arsenic Mitigation Technologies in South and East Asia Toward a More Effective Operational Response.Arsenic Contamination in Ground Water in South and East Asian Countries，The World Bank.II.Technical Report. Report No.31303，在此以引证的方式将其全部内容并入本文)。
砷减轻的经济学
对现有的砷减轻替代方案的经济评估研究通常使用社会成本利益分析 (CBA)框架。在该框架之下，如果它增加了社会福利，即其利益的当前值 超过了其成本时，减轻替代方案认为是可行的。尽管能够容易地确定减轻 替代方案的成本，但评估相关的利益可能是相当有挑战性的任务，因为利 益通常是不容易货币化的无形产物，且流行病学的接触-响应关系很少能确 切得知。
在最近的世界银行研究中，认为难以采用“理想的”CBA框架的 Koundouri，使用了他创始为第N个最佳模型的更实际的方法来评价孟加拉 国中大多数的砷减轻技术的社会净效益(Koundouri，P.(2005).″The Economics of Arsenic Mitigation.″Towards a More Effective Operational Response：Arsenic Contamination of Groundwater in South and East Asian Countries.2：Technical Report：210-262，在此以引用 的方式将其全部内容并入本文)。由于无法得到数据，不能评估所有的相关 益处，他认为只有两个相关人类健康的益处：减少的职业性危险和公共卫 生危险。环境对生态系统和生物多样性的影响显然难以用货币估价，在他 的第N个模型中并没有考虑。降低的职业性危险通过估计节省的输出生产 率来得到，降低的公共健康危险通过估计先前的因接触减少而获得医疗费 用来获得。Koundouri强调，由于忽略了环保效益并且因为真实的医疗开支 对治疗砷相关疾病未必足够，很可能将低估净效益。
在世界银行研究中考虑了多种技术选择：挖井、收集雨水加挖井、收 集雨水加深管井、深管井、浅管井、池塘沙子过滤、深开采井(通管)、 蓄水(通管)和导流(通管)。研究作出结论(Koundouri，2005：p.251)： 除了当在10％的比例打折扣时收集雨水(+挖井)的选择外，所有其他考虑 的减轻技术在5％和10％的两个折扣率的各级别的有效性下都是增加福利的 (也就是说，它们通过了成本利益分析)。然而，当打折在15％的比例时， 许多减轻技术在低于100％的有效性下不能通过CBA。此外，收集雨水(加 挖井)和收集雨水(加深管井)即使在100％有效性时也是不增加福利的。 该结果表明，人们需要仔细的评估实施了什么样的减轻措施以及能够使用 任何的减轻技术是不正确的。
2000年进行的分析对将社区水系统中的砷量降低到10μg/L的美国 EPA研究也表明，在折扣率3％下，净效益范围从17.3百万美元到40.8百 万美元，对于7％的整个评估范围来说净效益是负的。这两种研究指出了以 下事实，现有的减轻砷污染的技术并不能像预期的那样确实是增加福利的， 特别是在较低数量的有效性下。本文所述的组合物和方法涉及更有效、成 本更低、更轻便、更容易使用的方式来从水中除去砷。
现有的补救技术/方法
理想的系统应该满足几个要求：(1)允许粒子包装的足够的强度和大 的表面积；(2)有效除去As(v)和As(III)；(3)长耐久性，高容量和选择 性、高吸附性；(4)在水中高的物理强度(不分解)；(5)低成本，易 维护；(6)高多孔率所产生的短的滞水时间；(7)处理安全；(8)有限 的影响水质的次生问题。在常规的处理工厂中有多种可用于从水中除去砷 的方法。从水中除去砷的最常用的方法已经描述在下列文献中：(Ahmed， Minnatullah et al.2006；Cheng，R.C.，H.C.Wang and M.D.Beuhler (1994).″Enhanced Coagulation for Arsenic Removal.″Journal American Water Works Association 86(9)：79-90；Hering，J.G.，P-Y.Chen，J. A.Wilkie and M.Elimelech(1997).″Arsenic removal from drinking water during coagulation.″Journal of Environmental Engineering-Asce 123(8)：800-807；Hering，J.G.，P.Y.Chen，J.A. Wilkie，M.Elimelech and S.Liang(1996).″Arsenic removal by ferric chloride.″Journal American Water Works Association 88(4)：155-167， 在此以引证的方式将上述每篇参考文献的全部内容并入本文)。不同工艺在 成本和工业效用上的对照可在Ahmed等人最新的评论中找到(Ahmed， Minnatullah et al.2006)。根据Ahmed等人，最常用的砷去除技术可分 成以下四种：(a)氧化和沉淀法；(b)凝聚和过滤法；(c)吸附过滤法； (d)膜过滤法。对于通过大多数处理方法从地下水中有效除去砷来说， As(IW)和As(V)的氧化是必需的。氧化过程主要是将不带电的亚砷酸盐转化 成可容易地从水中除去的带电的砷酸盐。在凝聚过程中，砷通过三种机理 从溶液中除去：沉淀、共沉淀和吸收。在吸附过滤法中，吸附介质(活性 氧化铝、活性碳、涂敷铁的砂等)可用作吸附砷的氧化剂。砷可通过具有 适合除去砷的孔径的合成膜而除去。表I比较了主要的除砷技术。不幸地 是，这些技术中没有一种技术目前能够满足所有上述的八个标准。
表I主要的现有除砷技术的对照
涂敷铁的陶瓷粒子(ICPG.MicroNoseTM)
图1显示了用于进行各种方法或工艺的组合物实施方案之一。图1a和 b分别显示了涂敷铁的陶瓷粒子(ICPG.MicroNoseTM)和ICPG的孔的扫描电 子照片。ICPG由涂敷有铁的高孔隙率的陶瓷制成。根据本发明的一些实施 方案公开了制备ICPG的方法。在如下文详细公开的一些实施方案中，ICPG 的介质系统可用于从流体中除去污染物。
当ICPG接触流体如水并经历再水合处理时，它会形成Fe-Si复合物。 该ICPG的Fe-Si复合物是硅胶，其能够吸附砷和重金属离子。通过对用作 过滤介质之前和之后ICPG的SEM图像(图1c和d)进行比较，表明反应和 吸附不仅发生在颗粒的表面上，而且扩展到每个颗粒中开放通道的表面上。 初步研究表明，没有涂敷铁(0价)的陶瓷粒子能够除去As，但仅能持续 较短的时间(2-3小时)，而那些涂敷有铁(0价)的粒子能够在整个延长 周期内保持除去效率。未涂敷粒子的砷吸收容量仅是0.8mg/L，为ICPG吸 收容量的1％。这些简单试验表明，陶瓷粒子的铁(0价)涂层在从水中除 去砷方面具有重要的作用。
最近发现零价铁对于从地下水中除去砷极有希望(Farrell，L.，L. Wang，P.O’Day and M.Conklin(2001).″Electrochemical and spectroscopic study，of arsenate removal from water using zero-valent iron media.″Environmental Science & Technology 35(10)： 2026-2032；Lackovic，J.A.，N.P.Nikolaidis and G.M.Dobbs(2000). ″Inorganic arsenic removal by zero-valent iron.″Environmental Engineering Science 17(1)：29-39；Leupin，O.X.and S.J.Hug(2005). ″Oxidation and removal of arsenic(III)from aerated groundwater by filtration through sand and zero-valent iron.″Water Research 39(9)： 1729-1740；Manning，B.A.，M.L.Hunt，C.Amrhein and L.A.Yarmoff (2002).″Arsenic(III)and Arsenic(V)reactions with zerovalent iron corrosion products.″Environmental Science & Technology 36(24)： 5455-5461.在此以引证的方式将上述每篇文献的全部内容并入本文)。有 人提出，砷去除的机理包括：作为铁(0价)腐蚀反应的结果，As(III)和 As(V)吸附在原位形成的氧化铁上(例如Kanel，S.R.，B.Manning，L. Charlet and H.Choi(2005).″Removal of arsenic(III)from groundwater by narioscale zero-valent iron.″Environmental Science & Technology 39(5)；1291-1298；Farrell，Wang et al.2001；Lackovic，Nikolaidis et al.2000；Su，C.and R.W.PuIs(2001).″Arsenate and arsenite removal by zerovalent iron：Kinetics，redox transformation，and implications for in situ groundwaler remediation.″Environmental Science and Technology 35(7)：1487-1492。在此以引证的方式将上述每 篇文献的全部内容并入本文)。同样也表明，水中溶解氧的数量也在除去过 程中起着同等重要的作用(例如Bang，S.，G.P.Korfiatis and X.G.Meng (2005).″Removal of arsenic from water by zero-valent iron.″Journal of Hazardous Materials 121(1-3)：61-67，以引证的方式将其全部内容并 入本文中)。
ICPG系统的高效率不需要将氧泵送到系统中。这表明通过ICPG从水中 除去砷的机理不同于用纯铁(0价)的机理。在正常pH值下，与对于0.22ppm 砷溶液铁屑的EBCT为3.2分钟相比，对0.85ppm砷溶液ICPG系统的EBCT 为5.5分钟(Bang，S.，M.D.Johnson，G.P.Korfiatis and X.G.Meng (2005).″Chemical reactions between arsenic and zero-valent iron in water.″Water Research 39(5)：763-770；Bang，S.，G.P.Korfiatis and X.G.Meng(2005).″Removal of arsenic from water by zero-valent iron.″Journal of Hazardous Materials 121(1-3)：61-67。在此以引证 的方式将上述每篇文献的全部内容并入本文)。因此，ICPG系统的效率/EBCT 比值为0.85/5.5＝0.155，比铁屑/EBCT的比值(0.22/3.2＝0.069)高2.2 倍。此外，砷吸附后，铁屑系统需要使用砂滤器(Bang，Korfiatis等人， 2005)在短的EBCT来从处理后的水中除去含砷的铁氧化物和氢氧化物，同 时保持高的氧溶解性和中性的pH值。相反，在ICPG系统中，吸附的砷似 乎不解吸回到水中，被强烈地结合到ICPG上。应该注意到，纯铁(0价) 系统除去砷的效率强烈地依赖于pH值，而ICPG体系pH值对砷除去的速度 影响很小。当用于水处理厂时，纯铁粉方法的使用会产生液体/固体的分离 问题。此外，需要两个步骤来恢复中性的pH值和除去过量的铁。
在天然和实验室条件下，通过形成硅酸铁如绿脱石、亚氯酸铁/纹石和 蒙脱石显示了铁(III)和硅之间的强烈的化学亲合性(例如(Bailey，S. W.(1988).″Odinite，a new dioctahedral-trioctahedral Fe-rich 1：1 clay mineral.″Clay Minerals 23(3)：237-247；Decarreau，A.，D.Bonnin， D.Badaut-Trauth and R.Couty(1987).″Synthesis and crystallogenesis of ferric smectite by evolution of Si-Fe coprecipitates in oxidizing conditions.″Clay Minerals 22(2)： 207-223，以及其中的文献，在此以引证的方式将上述每篇文献的全部内容 并入本文)。溶液中氧化硅的存在显著影响了Fe(III)的水解和沉淀 (Vempati，R.K.and R.H.Loeppert(1989).″Influence of structural and adsorbed Si on the transformation of synthetic ferrihydrite.″ Clays and Clay Minerals 37(3)：273-279，在此以引证的方式将其全部 内容并入本文)。Fe-Si复合物的形成及它们对砷除去的影响已经公开在文 献中(Pokrovski，G.S.，J.Schott，F.Garges and J.L.Hazemann(2003). ″Iron(III)-silica interactions in aqueous solution：Insights from X-ray absorption fine structure spectroscopy.″Geochimica Et Cosmochimica Acta 67(19)：3559-3573；Swedlund P.J.and Webster J.G. (1999)″Adsorption and polymerization of silicic acid on ferrihydrite，and its effect on arsenic adsorption，″Water Research 33(1999)，pp.3413-3422；Zeng，L.(2003).″A method for preparing silica-containing iron(III)oxide adsorbents for arsenic removal.″ Water Research 37(18)：4351-4358；Zheng，L.(2004).″Arsenic adsorption from aqueous solutions on an Fe(III)-Si binary oxide adsorbent.″Water Quality Research Journal of Canada 39(3)：267-275； Zhang，F.S.and H.Itoh(2005).″Iron oxide-loaded slag for arsenic removal from aqueous system.″ChemospHere 60(3)：319-325。在此以 引证的方式将上述每篇文献的全部内容并入本文)。人们发现，含有Fe-Si 表面复合物的铁(III)氧化物负载型熔渣(IOLMS)的有效性至少2.5倍于含 FeOOH的那些物质的有效性(Zhang and Itoh 2005)。
在一些实施方案中，ICPG优选由多孔的、大表面积的陶瓷粒子制成。 通过尺寸分级，筛分并选择陶瓷粒子用于铁涂层。该选定的陶瓷粒子重新 水合并与涂敷铁。最后，将涂敷的陶瓷粒子重新烧制以获得ICPG。
可用于制备ICPG的多孔、大表面陶瓷粒子并不能市购到。适于制备 ICPG的多孔、大表面陶瓷粒子的制备方法例如包括：混合粘土、碳源材料 和孔隙率控制性化合物以获得混合物，并在缺氧室中在600-630℃下烧制混 合物。在一些实施方案中，首先干法混合粘土和碳源材料，然后将孔隙率 控制性化合物逐渐喷射到干混合物中，从而形成湿混合物，烧制该湿混合 物以形成多孔陶瓷粒子。在烧制过程中，形成挥发组合物的碳源和孔隙率 控制性化合物在获得的陶瓷粒子中形成孔。
在一些实施方案中，多孔陶瓷粒子通过将10kg粘土粉与5kg面粉(或 淀粉)干法混合5-10分钟混合得到。将1加仑的液体蜡与1加仑的水混合。 通过向干混合物中喷射而将该水-蜡混合物逐渐加入到粘土粉和面粉的干 混合物中，同时不断地混合粘土-面粉混合物20分钟，从而获得了湿粒子 混合物。粒子混合器可用来混合该混合物，同时加入水-蜡混合物。将湿粒 子混合物放置在置于炉窑内的铁瓶中。陶瓷粒子的陶瓷粒子烧制工艺实例 总结在表II中。在缺氧条件下将粒子混合物于110℃(230°F)烧制2小时。 随后，以194°F/小时的加热速度将炉窑加热到630℃(1166°F)并保温3 小时。然后将炉窑冷却。一旦炉窑冷却，就可准备将多孔陶瓷粒子用于制 造ICPG。
表II：多孔陶瓷粒子的煅烧和温度控制
首先将干粉形态的粘土与可以是面粉或淀粉的碳源材料混合形成干混 合物。通常，将粘土和碳源材料干法混合约1-20分钟来混合。在一些实施 方案中，粘土和碳源材料干混约1、2、3、4、5、6、7、8、9、10、11、12、 13、14、15、16、17、18、19或20分钟来混合。在一些实施方案中，粘 土和碳源材料干法混合约5-10分钟。用于混合粘土和碳源材料的造粒器可 在陶瓷行业中市购。用于本发明的混合器例如可以是圆混合器。粘土占总 的干混合物的30-90％。在一些实施方案中，粘土占总的干混合物的约30、 31、32、33、34、35、36、37、38、39、40、41、42、43、44、45、46、 47、48、49、50、51、52、53、54、55、56、57、58、59、60、61、62、 63、64、65、66、67、68、69、70、71、72、73、74、75、76、77、78、 79、80、81、82、83、84、85、86、87、88、89或90％。在一些实施方案 中，粘土占总的干混合物的约67％。碳源材料可占干混合物的10-70％。在 一些实施方案中，碳源材料可占干混合物的约10、11、12、13、14、15、 16、17、18、19、20、21、22、23、24、25、26、27、28、29、30、31、 32、33、34、35、36、37、38、39、40、41、42、43、44、45、46、47、 48、49、50、51、52、53、54、55、56、57、58、59、60、61、62、63、 64、65、66、67、68、69或70％。在一些实施方案中，碳源材料可占干混 合物的约33％。
用于本发明的粘土例如包括(但不限制)高岭土、蒙脱土/蒙脱石、红 粘土和摩尔粘土(molar clay)。高岭土例如包括陶土、地开土和珍珠陶 土。蒙脱土/蒙脱石例如包括叶蜡石、滑石、蛭石、锌蒙脱石(sacuonite)、 皂石、绿脱石和蒙脱土。用于本发明的粘土例如可以是市购的干粉形态。
用于本发明的碳源材料例如包括(但不限制)碳水化合物，实例有糖 如乳糖、果糖或蔗糖，乳清粉、面粉、小麦粉、米粉、玉米粉、燕麦麸、 白糖、红糖、玉米淀粉、马铃薯淀粉、其它淀粉、木粉和椰子壳粉。在一 些实施方案中，碳源是面粉。这种碳源可广泛市购。
用于本发明的孔隙率控制性化合物例如包括(但不限制)液体蜡、蜂 蜡、动物脂肪、油类例如玉米油、橄榄油及其他蔬菜和植物油类以及石蜡。 在一些实施方案中，为了制备多孔陶瓷粒子，将孔隙率控制性化合物与水 混合，然后常规搅拌地喷射到粘土和碳源的干混合物中。在一些实施方案 中，对于每15kg的干混合物使用约1加仑的孔隙率控制性化合物。例如对 于每15kg的干混合物，使用的孔隙率控制性化合物的数量可以是约 0.50-1.5加仑。在一些实施方案中，对于每15kg的干混合物，孔隙率控制 性化合物的数量约0.50、0.55、0.60、0.65、0.70、0.75、0.80、0.85、 0.90、0.95、1.0、1.05、1.10、1.15、1.20、1.25、1.30、1.35、1.40、 1.45或1.50加仑。在一些实施方案中，在加入到干混合物之前，将孔隙 率控制性化合物与等体积的水混合。例如在加入到干混合物之间，可将孔 隙率控制性化合物与约0-2体积的水混合。在一些实施方案中，加入到孔 隙率控制性化合物中的水的数量约 0、.5、.55、.6、.65、.7、.75、.8、.85、.9、.95、1、1.05、1.1、1.15、 1.2、1.25、1.3、1.35、1.4、1.45、1.5、1.6、1.7、1.8、1.9或2.0体 积。
对孔隙率控制性化合物加入到粘土和碳源干混合物后获得的湿粒子混 合物进行烧制以制备多孔陶瓷粒子。在一些实施方案中，烧制期间将湿粒 子混合物放置到耐热容器中。在一些实施方案中，耐热容器是铁桶。烧制 过程使用了具有可自动控制烧制过程的普通陶瓷炉。在一些实施方案中， 使用了具有自动烧制和温度控制以及工业筛的圆锥10炉窑。烧制过程存在 两个加热周期或加热阶段。第一加热周期可以是约80-150℃的约1-3小时 长。在一实施方案中，第一加热周期是110℃(230°F)约2小时。第一加热 周期的温度例如是80、90、100、110、120、130、140或150℃。第一加热 周期例如是60、65、70、75、80、85、90、95、100、105、110、115、120、 125、130、135、140、145、150、155、160、165、170、175或180分钟长。 第二加热周期例如可以是约500-700℃下约1-5小时长。在一些实施方案中， 第二加热周期是1、1.5、2、2.5、3、3.5、4、4.5或5小时长。在一些 实施方案中，第二加热周期的温度例如可以是500、550、560、570、580、 590、600、610、620、630、640、650、660、670、680、690或700℃。加 热速度例如是170-210°F/小时。在一些实施方案中，加热速度是170、171、 172、173、174、175、176、177、178、179、180、181、182、183、184、 185、186、187、188、189、190、191、192、193、194、195、196、197、 198、199、200、201、202、203、204、205、206、207、208、209或210。 在一些实施方案中，第二加热周期在630℃(1166°F)约3小时长，且加热 速率为194°F/小时。用于陶瓷粒子的陶瓷粒子烧制工艺的实例总结在上面 的表II中。该烧制工艺控制在缺氧条件下。这使得碳保持在粘土粒子中并 防止形成二氧化碳。剩余的碳为粒子创造了大的表面积。在一些实施方案 中，通过自动控制炉窑对烧制工艺预编程。
在烧制完成后，然后炉窑冷却下来。一旦炉窑冷却下来，多孔陶瓷粒 子就可用于制造ICPG。多孔陶瓷粒子的孔隙率例如是40-85％。在一些实施 方案中，多孔陶瓷粒子的孔隙率为40、41、42、43、44、45、46、47、48、 49、50、51、52、53、54、55、56、57、58、59、60、61、62、63、64、 65、66、67、68、69、70、71、72、73、74、75、76、77、78、79、80、 81、82、83、84或85％。
用于多孔陶瓷粒子的制造方法也可建成工业生产线。
例如使用多层的各种大小的网筛如40目、16目、8目、6目可进行多 孔陶瓷粒子的筛分和粒选。在一些实施方案中，粒子分级用的筛分设备具 有40目、16目、8目、6目的网筛。在一些实施方案中，网筛是4、5、6、 7、8、9、10、11、12、13、14、15、16、17、18、19、20、21、22、23、 24、25、26、27、28、29、30、31、32、33、34、35、36、37、38、39、 40、41、42、43、44、45、46、47、48、49或50目。在一些实施方案中， 粒子分类用的筛分设备具有40目、16目、8目、6目的网筛。这提供了尺 寸在40-16目、16-8目、8-6目的粒子。所用的目是美国网筛尺寸标准。 用于陶瓷粒子选择的筛分设备是市购的。
一但多孔陶瓷粒子筛分尺寸后，将它们再水合化。因为再水合后粒子 容易变得粘稠或粘滞，所以优选在粒子在圆混合器中混合时，通过将水喷 射到它们上来逐渐进行再水合。1-20％w/w的水可用于涂敷粒子。在一些实 施方案中，2-3％w/w的水用于再水合粒子。在一些实施方案中，1、2、3、4、 5、6、7、8、9、10、11、12、13、14、15、16、17、18、19或20％w/w的 水用于再水合粒子。在一些实施方案中，将10kg多孔陶瓷粒子通过喷射1L 的水到粒子上进行再水合，同时在运转的混合器中搅拌粒子。在一些实施 方案中，将陶瓷粒子放置在混合器中并在搅拌的同时用10％w/w水喷射， 混合15分钟以再水合。
铁粉逐渐地加入到再水合粒子来涂敷它们。铁粉逐渐的加入提供了平 坦的涂层。铁粉在不变的混合速度下经1、2、3、4、5、6、7、8、9、10、 11、12、13、14、15、16、17、18、19、20、21、22、23、24、25、26、 27、28、29或30分钟加入到粒子中。在一些实施方案中，铁粉的加入在 不变的混合速度下进行约15分钟。用于本发明的铁粉例如但不限制于氧化 铁、零价铁粉、非氧化物零价铁、还原铁粉、铁含量超过98％的铁粉和纯铁 粉。零价铁可在全世界买到且在工业中是普遍知晓的。例如，零价铁粉市 购自多个美国公司，包括Capture公司、Global Material公司和Artis Technologies公司。
涂敷铁的粒子可根据上述多孔陶瓷粒子的烧制方法重新烧制。在该烧 制过程中形成Fe-Si固相表面复合物，通过烧制过程粒子的强度提高。这 是再混合的陶瓷的特性。在一些实施方案中，ICPG的粒径小于2.36mm。 在一些实施方案中，孔隙率为75-80％且预涂敷和涂敷后介质的比表面积 分别212m2/g和40m2/g。在一些实施方案中，ICPG的(40％ICPG和60％水)pH 值为7.1。
ICPG的孔隙率可以但例如不限制于35-85％之间。在一些实施方案中， 孔隙率可以是约35、36、37、38、39、40、41、42、43、44、45、46、47、 48、49、50、51、52、53、54、55、56、57、58、59、60、61、62、63、 64、65、66、67、68、69、70、71、72、73、74、75、76、77、78、79、 80、81、82、83、84或85％。在优选的实施方案中，孔隙率为约78％，预涂 敷的介质和后涂敷的介质的比表面积例如分别为212m2/g和40m2/g。
本文所用的孔隙率定义为体积/重量比(cc/g)，意味着每克粒子孔的 体积。例如预涂敷的介质和后涂敷的介质的比表面积分别为 150m2/g-3002m/g和20m2/g-80m2/g。在一些实施方案中，预涂敷的介质的 比表面积可以是约150、151、152、153、154、155、156、157、158、159、 160、161、162、163、164、165、166、167、168、169、170、171、172、 173、174、175、176、177、178、179、180、181、182、183、184、185、 186、187、188、189、190、191、192、193、194、195、196、197、198、 199、200、201、202、203、204、205、206、207、208、209、210、211、 212、213、214、215、216、217、218、219、220、221、222、223、224、 225、226、227、228、229、230、231、232、233、234、235、236、237、 238、239、240、241、242、243、244、245、246、247、248、249、250、 251、252、253、254、255、256、257、258、259、260、261、262、263、 264、265、266、267、268、269、270、271、272、273、274、275、276、 277、278、279、280、281、282、283、284、285、286、287、288、289、 290、291、292、293、294、295、296、297、298、299或300m2/g。在一 些实施方案中，后涂敷的介质的比表面积可以分别是约10、11、12、13、 14、15、16、17、18、19、20、21、22、23、24、25、26、27、28、29、 30、31、32、33、34、35、36、37、38、39、40、41、42、43、44、45、 46、47、48、49、50、51、52、53、54、55、56、57、58、59、60、61、 62、63、64、65、66、67、68、69、70、71、72、73、74、75、76、77、 78、79或80m2/g。在一些实施方案中，预涂敷的介质和后涂敷的介质的比 表面积分别为212m2/g和40m2/g。这些性能使ICPG成为一种透过性好的吸 附介质。在一些实施方案中，ICPG(40％ICPG和60％水)的pH值约为4.0、 4.1、4.2、4.3、4.4、4.5、4.6、4.7、4.8、4.9、5.0、5.1、5.2、5.3、 5.4、5.5、5.6、5.7、5.8、5.9、6.0、6.1、6.2、6.3、6.4、6.5、6.6、 6.7、6.8、6.9、7.0、7.1、7.2、7.3、7.4、7.5、7.6、7.7、7.8、7.9、 8.0、8.1、8.2、8.3、8.4、8.5、8.6、8.7、8.8、8.9、9.0、9.1、9.2、 9.3、9.4、9.5、9.6、9.7、9.8、9.9、10.0、10.1、10.2、10.3、10.4、 10.5、10.6、10.7、10.8、10.9或11。在一些实施方案中，ICPG的pH值 是7.1。
在一些实施方案中，ICPG粒子直径约为0.1、0.2、0.3、0.4、0.5、 0.6、0.7、0.8、0.9、1.0、1.1、1.2、1.3、1.4、1.5、1.6、1.7、1.8、 1.9、2.0、2.1、2.2、2.3、2.4、2.5、2.6、2.7、2.8、2.9或3.0mm。 在另一实施方案中，ICPG粒子的直径在1.0-2.36mm之间。在优选的实施 方案中，ICPG粒子直径小于2.36mm。ICPG含有多个尺寸约10-20μm的孔。 在一些实施方案中，孔径可以是约9、10、11、12、13、14、15、16、17、 18、19或20μm。在一些实施方案中，总孔体积可以是约0.10cc/g-1.0cc/g。 在一些实施方案中，总孔体积可以是约0.28cc/g。在一些实施方案中，总 孔体积约为0.10、0.11、0.12、0.13、0.14、0.15、0.16、0.17、0.18、 0.19、0.20、0.21、0.22、0.23、0.24、0.25、0.26、0.27、0.28、0.29、 0.30、0.31、0.32、0.33、0.34、0.35、0.36、0.37、0.38、0.39、0.40、 0.41、0.42、0.43、0.44、0.45、0.46、0.47、0.48、0.49、0.50、0.51、 0.52、0.53、0.54、0.55、0.56、0.57、0.58、0.59、0.60、0.61、0.62、 0.63、0.64、0.65、0.66、0.67、0.68、0.69、0.70、0.71、0.72、0.73、 0.74、0.75、0.76、0.77、0.78、0.79、0.80、0.81、0.82、0.83、0.84、 0.85、0.86、0.87、0.88、0.89、0.90、0.91、0.92、0.93、0.94、0.95、 0.96、0.97、0.98、0.99或1.0cc/g。ICPG粒子是可透过水的。在ICPG 粒子的表面，铁和粘土形成粗糙的Fe-Si复合表面结构，那里可吸收砷离 子和重金属离子。在砷和/或重金属吸附后，表面结构更加平滑(图1d)。 在介质的表面和介质中孔的内表面上发生水的流动和砷的吸附。
在一些实施方案中，如下文更详细说明的，碱性ICPG介质体系可用于 从液体中除去污染物。在一些实施方案中，污染物是砷。在一些实施方案 中，污染物是As(III)。在一些实施方案中，污染物是As(V)。在另一实施 方案中，污染物是重金属。在一些实施方案中，污染物是重金属的组合物 或混合物。本文所用的术语“金属”指代但不限制于包括在元素周期表组3 到13的元素。因此，术语“金属”广义地指代所有的金属元素，包括准金 属、组13的元素和镧系元素。适用于本发明的具体金属包括例如但不限制 于：铝(Al)、锑(Sb)、砷(As)、钡(Ba)、镉(Cd)、钴(Co)、铬(Cr)、铜(Cu)、 铁(Fe)、铅(Pb)、汞(Hg)、锰(Mn)、钼(Mo)、镍(Ni)、硒(Se)、硅(Si)、 银(Ag)、锡(Sn)、钛(Ti)、钒(V)和锌(Zn)。本文所用的术语“金属”也指 代其金属/金属离子，其金属的盐。
在一些实施方案中，污染物在液体中存在量约300ppb或更低。污染物 的除去速度随接触时间而变化。在一些实施方案中，对于15分钟的接触时 间，纯水溶液的除去率为99.9％。在一些实施方案中，污染物在液体中存在 量约50、60、70、80、90、100、110、120、130、140、150、160、170、 180、190、200、210、220、230、240、250、260、270、280、290、300、 310、320、330、340、350、360、370、380、390、400、410、420、430、 440、450、460、470、480、490或500ppb。
在ICPG表面上，铁和粘土基底形成粗糙的表面结构，那里可吸附砷离 子和重金属离子。由于低温烧制的粘土的再水合性能，在砷和/或重金属吸 附期间，随着大范围的流动，表面结构多少有些平滑(图1d)。砷和/或重 金属吸附发生在介质的表面上，大体上包括了介质粒子中孔的内表面积。 图1c-1d比较了放大率1000下未用的ICPG表面与用过的(通过砷和/或重 金属吸附)ICPG的拓扑特征。
ICPG对As(III)的吸附容量例如在5mg/g-40mg/g。在一些实施方案中， 在PH值为4.0、7.0和10时，ICPG对As(III)的吸附容量分别为12.5mg/g、 19.8mg/g和27.1mg/g。ICPG对As(III)的吸附容量例如在5.0-50mg/g。 在一些实施方案中，ICPG对As(III)的吸附容量约为5.0、5.1、5.2、5.3、 5.4、5.5、5.6、5.7、5.8、5.9、6.0、6.1、6.2、6.3、6.4、6.5、6.6、 6.7、6.8、6.9、7.0、7.1、7.2、7.3、7.4、7.5、7.6、7.7、7.8、7.9、 8.0、8.1、8.2、8.3、8.4、8.5、8.6、8.7、8.8、8.9、9.0、9.1、9.2、 9.3、9.4、9.5、9.6、9.7、9.8、9.9、10.0、10.1、10.2、10.3、10.4、 10.5、10.6、10.7、10.8、10.9、11.0、11.1、11.2、11.3、11.4、11.5、 11.6、11.7、11.8、11.9、12.0、12.1、12.2、12.3、12.4、12.5、12.6、 12.7、12.8、12.9、13.0、13.1、13.2、13.3、13.4、13.5、13.6、13.7、 13.8、13.9、14.0、14.1、14.2、14.3、14.4、14.5、14.6、14.7、14.8、 14.9、15.0、15.1、15.2、15.3、15.4、15.5、15.6、15.7、15.8、15.9、 16.0、16.1、16.2、16.3、16.5、16.6、16.7、16.8、16.9、17.0、17.1、 17.2、17.3、17.5、17.6、17.7、17.8、17.9、18.1、18.2、18.3、18.5、 18.6、18.7、18.8、18.9、19.0、19.1、19.2、19.3、19.5、19.6、19.7、 19.8、19.9、20.0、20.1、20.2、20.3、20.4、20.5、20.6、20.7、20.8、 20.9、21.0、21.1、21.2、21.3、21.4、21.5、21.6、21.7、21.8、21.9、 22.0、22.1、22.2、22.3、22.4、22.5、22.6、22.7、22.8、22.9、23.0、 23.1、23.2、23.3、23.4、23.5、23.6、23.7、23.8、23.9、24.0、24.1、 24.2、24.3、24.4、24.5、24.6、24.7、24.8、24.9、25.0、25.1、25.2、 25.3、25.4、25.5、25.6、25.7、25.8、25.9、26.0、26.1、26.2、26.3、 26.5、26.6、26.7、26.8、26.9、27.0、27.1、27.2、27.3、27.5、27.6、 27.7、27.8、27.9、28.1、28.2、28.3、28.5、28.6、28.7、28.8、28.9、 29.0、29.1、29.2、29.3、29.5、29.6、29.7、29.8、29.9、30.0、30.1、 30.2、30.3、30.4、30.5、30.6、30.7、30.8、30.9、31.0、31.1、31.2、 31.3、31.4、31.5、31.6、31.7、31.8、31.9、32.0、32.1、32.2、32.3、 32.4、32.5、32.6、32.7、32.8、32.9、33.0、33.1、33.2、33.3、33.4、 33.5、33.6、33.7、33.8、33.9、34.0、34.1、34.2、34.3、34.4、34.5、 34.6、34.7、34.8、34.9、35.0、35.1、35.2、35.3、35.4、35.5、35.6、 35.7、35.8、35.9、36.0、36.1、36.2、36.3、36.5、36.6、36.7、36.8、 36.9、37.0、37.1、37.2、37.3、37.5、37.6、37.7、37.8、37.9、38.1、 38.2、38.3、38.5、38.6、38.7、38.8、38.9、39.0、39.1、39.2、39.3、 39.5、39.6、39.7、39.8、39.9、40.0、40.1、40.2、40.3、40.4、40.5、 40.6、40.7、40.8、40.9、41.0、41.1、41.2、41.3、41.4、41.5、41.6、 41.7、41.8、41.9、42.0、42.1、42.2、42.3、42.4、42.5、42.6、42.7、 42.8、42.9、43.0、43.1、43.2、43.3、43.4、43.5、43.6、43.7、43.8、 43.9、44.0、44.1、44.2、44.3、44.4、44.5、44.6、44.7、44.8、44.9、 45.0、45.1、45.2、45.3、45.4、45.5、45.6、45.7、45.8、45.9、46.0、 46.1、46.2、46.3、46.5、46.6、46.7、46.8、46.9、47.0、47.1、47.2、 47.3、47.5、47.6、47.7、47.8、47.9、48.1、48.2、48.3、48.5、48.6、 48.7、48.8、48.9、49.0、49.1、49.2、49.3、49.5、49.6、49.7、49.8、 49.9或50.0mg/g。ICPG对As(V)的吸附容量例如在10mg/g-80mg/g。在一 些实施方案中，在pH值为4.0、7.0和10时，ICPG对As(V)的吸附容量分 别为41mg/g、32mg/g和21mg/g。ICPG对As(V)的吸附容量例如在5.0-50mg/g 之间。在一些实施方案中，ICPG对As(V)的吸附容量为5.0、5.1、5.2、 5.3、5.4、5.5、5.6、5.7、5.8、5.9、6.0、6.1、6.2、6.3、6.4、6.5、 6.6、6.7、6.8、6.9、7.0、7.1、7.2、7.3、7.4、7.5、7.6、7.7、7.8、 7.9、8.0、8.1、8.2、8.3、8.4、8.5、8.6、8.7、8.8、8.9、9.0、9.1、 9.2、9.3、9.4、9.5、9.6、9.7、9.8、9.9、10.0、10.1、10.2、10.3、 10.4、10.5、10.6、10.7、10.8、10.9、11.0、11.1、11.2、11.3、11.4、 11.5、11.6、11.7、11.8、11.9、12.0、12.1、12.2、12.3、12.4、12.5、 12.6、12.7、12.8、12.9、13.0、13.1、13.2、13.3、13.4、13.5、13.6、 13.7、13.8、13.9、14.0、14.1、14.2、14.3、14.4、14.5、14.6、14.7、 14.8、14.9、15.0、15.1、15.2、15.3、15.4、15.5、15.6、15.7、15.8、 15.9、16.0、16.1、16.2、16.3、16.5、16.6、16.7、16.8、16.9、17.0、 17.1、17.2、17.3、17.5、17.6、17.7、17.8、17.9、18.1、18.2、18.3、 18.5、18.6、18.7、18.8、18.9、19.0、19.1、19.2、19.3、19.5、19.6、 19.7、19.8、19.9、20.0、20.1、20.2、20.3、20.4、20.5、20.6、20.7、 20.8、20.9、21.0、21.1、21.2. 21.3、21.4、21.5、21.6、21.7、21.8、 21.9、22.0、22.1、22.2、22.3、22.4、22.5、22.6、22.7、22.8、22.9、 23.0、23.1、23.2、23.3、23.4、23.5、23.6、23.7、23.8、23.9、24.0、 24.1、24.2、24.3、24.4、24.5、24.6、24.7、24.8、24.9、25.0、25.1、 25.2、25.3、25.4、25.5、25.6、25.7、25.8、25.9、26.0、26.1、26.2、 26.3、26.5、26.6、26.7、26.8、26.9、27.0、27.1、27.2、27.3、27.5、 27.6、27.7、27.8、27.9、28.1、28.2、28.3、28.5、28.6、28.7、28.8、 28.9、29.0、29.1、29.2、29.3、29.5、29.6、29.7、29.8、29.9、30.0、 30.1、30.2、30.3、30.4、30.5、30.6、30.7、30.8、30.9、31.0、31.1、 31.2、31.3、31.4、31.5、31.6、31.7、31.8、31.9、32.0、32.1、32.2、 32.3、32.4、32.5、32.6、32.7、32.8、32.9、33.0、33.1、33.2、33.3、 33.4、33.5、33.6、33.7、33.8、33.9、34.0、34.1、34.2、34.3、34.4、 34.5、34.6、34.7、34.8、34.9、35.0、35.1、35.2、35.3、35.4、35.5、 35.6、35.7、35.8、35.9、36.0、36.1、36.2、36.3、36.5、36.6、36.7、 36.8、36.9、37.0、37.1、37.2、37.3、37.5、37.6、37.7、37.8、37.9、 38.1、38.2、38.3、38.5、38.6、38.7、38.8、38.9、39.0、39.1、39.2、 39.3、39.5、39.6、39.7、39.8、39.9、40.0、40.1、40.2、40.3、40.4、 40.5、40.6、40.7、40.8、40.9、41.0、41.1、41.2、41.3、41.4、41.5、 41.6、41.7、41.8、41.9、42.0、42.1、42.2、42.3、42.4、42.5、42.6、 42.7、42.8、42.9、43.0、43.1、43.2、43.3、43.4、43.5、43.6、43.7、 43.8、43.9、44.0、44.1、44.2、44.3、44.4、44.5、44.6、44.7、44.8、 44.9、45.0、45.1、45.2、45.3、45.4、45.5、45.6、45.7、45.8、45.9、 46.0、46.1、46.2、46.3、46.5、46.6、46.7、46.8、46.9、47.0、47.1、 47.2、47.3、47.5、47.6、47.7、47.8、47.9、48.1、48.2、48.3、48.5、 48.6、48.7、48.8、48.9、49.0、49.1、49.2、49.3、49.5、49.6、49.7、 49.8、49.9或50.0mg/g。
在一些实施方案中，公开的砷和/或重金属除去的机理是基于物理吸附 过程的。它并不使用基于化学的过程。已经表明通常为FeOSi(OH)3形式 的Fe-Si表面复合物(Swedlund和Webster、1999)对砷酸盐和亚砷酸盐都 具有大的吸附容量。这些传统上使用了液相表面复合物。他们使用了FeOOH 和H4SiO4来形成在pH值2-10的宽范围内吸附亚砷酸盐和砷酸盐的表面复 合物(Le Zeng、2003、Zhang and Itoh、2005)。当使用该方法时，在 许多天然地下水中存在的硅酸盐的高浓度使Fe-Si复合物表面不可控制。 此外，硅酸盐离子的形成与砷和/或重金属吸附进行竞争。这一不稳定性使 得在液体或凝胶介质中Fe-Si表面复合物制备的控制非常困难。如果Fe-Si 复合物在固相介质中制备时，解决了这些不稳定问题。本发明的铁涂覆陶 瓷粒子(ICPG)介质产生了对砷和/或重金属吸附的稳定的Fe-Si表面复合 物并且是固相介质(图2)。
在一些实施方案中，可连同ICPG使用过滤器来纯化水。该过滤器包括 能容纳ICPG介质的任何类型的容器。优选过滤器包括圆筒柱。通常的过滤 器的空容积例如约为10-5000L。在一些实施方案中，过滤器的空容积为10、 50、100、150、200、250、300、350、400、450、500、550、600、650、 700、750、800、850、900、950、1000、1050、1100、1150、1200、1250、 1300、1350、1400、1450、1500、1550、1600、1650、1700、1750、1800、 1850、1900、1950、2000、2500、3000、3500、4000、4500或5000L。在 一些实施方案中，过滤器的空容积约为1.2L。该过滤器充有例如100-900g 的ICPG介质。在一些实施方案中，该过滤器充有约100、110、120、130、 140、150、160、170、180、190、200、210、220、230、240、250、260、 270、280、290、300、310、320、330、340、350、360、370、380、390、 400、410、420、430、440、450、460、470、480、490、500、510、520、 530、540、550、560、570、580、590、600、610、620、630、640、650、 660、670、680、690、700、710、720、730、740、750、760、770、780、 790、800、810、820、830、840、850、860、870、880、890或900g的ICPG 粒子介质。该过滤器例如可充有1.0-10kg的ICPG粒子介质。在一些实 施方案中，该过滤器例如充有约1.0、1.1、1.2、1.3、1.4、1.5、1.6、1.7、 1.8、1.9、2.0、2.1、2.2、2.3、2.4、2.5、2.6、2.7、2.8、2.9、3.0、 3.1、3.2、3.3、3.4、3.5、3.6、3.7、3.8、3.9、4.0、4.1、4.2、4.3、 4.4、4.5、4.6、4.7、4.8、4.9、5.0、5.1、5.2、5.3、5.4、5.5、5.6、 5.7、5.8、5.9、6.0、6.1、6.2、6.3、6.4、6.5、6.6、6.7、6.8、6.9、 7.0、7.1、7.2、7.3、7.4、7.5、7.6、7.7、7.8、7.9、8.0、8.1、8.2、 8.3、8.4、8.5、8.6、8.7、8.8、8.9、9.0、9.1、9.2、9.3、9.4、9.5、 9.6、9.7、9.8、9.9或10kg的ICPG粒子介质。在一些实施方案中，该过 滤器充有500g-1kg的ICPG介质。在优选的实施方案中，过滤器充有约750g 的ICPG。在一些实施方案中，过滤器充有750g的ICPG粒子介质。在优选 的实施方案中，该过滤器单元是便携式的上流柱过滤器。
在一些实施方案中，当处理含砷和/或重金属浓度约300ppb或更少的 饮用水时，在砷和/或重金属含量低于10ppb下每天过滤器产生约115L的 水，在砷和/或重金属含量低于50ppb下或/和210L/天。例如过滤器可产生 约50-1000L/天。在一些实施方案中，过滤器产生约50、55、60、65、70、 75、80、85、90、95、100、105、110、115、120、125、130、135、140、 145、150、155、160、165、170、175、180、185、190、195、200、205、 210、215、220、225、230、235、240、245、250、255、260、265、270、 275、280、285、290、295、300、305、310、315、320、325、330、335、 340、345、350、355、360、365、370、375、380、385、390、395、400、 405、410、415、420、425、430、435、440、445、450、455、460、465、 470、475、480、485、490、495、500、505、510、515、520、525、530、 535、540、545、550、555、560、565、570、575、580、585、590、595、 600、605、610、615、620、625、630、635、640、645、650、655、660、 665、670、675、680、685、690、695、700、705、710、715、720、725、 730、735、740、745、750、755、760、765、770、775、780、785、790、 795、800、805、810、815、820、825、830、835、840、845、850、855、 860、865、870、875、880、885、890、895、900、905、910、915、920、 925、930、935、940、945、950、955、960、965、970、975、980、985、 990、995或1000L/天。
在一些实施方案中，过滤器是上流柱过滤器。在一些实施方案中，在 砷和/或重金属含量低于约10ppb下每天过滤器产生约115L的水，在砷和/ 或重金属含量低于约50ppb下或/和210L/天。过滤器可产生砷和/或重金属 含量约1-50ppb的水。在一些实施方案中，过滤器产生砷和/或重金属含量 约1、2、3、4、5、6、7、8、9、10、11、12、13、14、15、16、17、18、 19、20、21、22、23、24、25、26、27、28、29、30、31、32、33、34、 35、36、37、38、39、40、41、42、43、44、45、46、47、48、49或50ppb。
ICPG介质可用在各种不同的饮用水过滤系统中。在一些实施方案中， ICPG介质可用于POU过滤系统，实例如用于单个家庭的小体积水过滤系统。 在其他实施方案中，ICPG介质用于大体积的水处理过程中，实例如饮用水 厂。在又一实施方案中，ICPG介质用于处理工业废水。在又一实施方案中， ICPG介质可用于含砷和/或重金属的危险材料的保存。除了砷和重金属以 外，ICPG介质可用于从水中除去细菌。
制造ICPG所需的所有材料可在南亚当地购得，在那它们要比美国便宜。 如上所述，用于制造ICPG的主要源材料是粘土和铁粉。该制造过程使用带 有自动可控煅烧的普通陶瓷炉。在一些实施方案中，使用了具有自动煅烧 和温度控制器以及工业网筛的锥形10炉。
在制造ICPG中没有使用有害的化合物和方法。对于用作储水器的塑料 水容器没有特别的要求，这种容器目前在世界各地都能购得。为了降低农 场主成本和运输成本，容器可从当地制造商获得。此外，在加工中没有对 环境有害的副产品产生。
下面通过实施例，对本发明的技术方案作进一步具体的说明：
实施例1：
多孔陶瓷粒子的制备
本实施例例示了用于ICPG制备(参见以下的实施例2)中多孔陶瓷粒 子。
用于制造多孔陶瓷粒子的组分总结在以下的表III中。为了制备多孔 陶瓷粒子，10kg粘土(高岭土)粉与5kg干法混合5-10分钟。将1加仑的 液体蜡与1加仑的水相混合。水-蜡混合物通过喷射到干混合物中逐渐地加 入粘土粉和面粉的干混合物同时持续地混合粘土-面粉混合物20分钟时间， 从而获得湿粒子混合物。湿混合物放入置于炉窑内的铁桶中。在缺氧条件 下控制烧制过程。炉窑设置并保持在110℃(230°F)2小时。随后，以194 °F/小时的加热速度将炉窑加热到630℃(1166°F)并保持3小时。一旦炉窑 冷却下来，就可将多孔陶瓷粒子准备用于制造ICPG。
表III多孔陶瓷粒子配方
实施例2：
涂敷铁的陶瓷粒子的制备和用途(ICPG.MicroNoseTM)
本实施例例示了ICPG的制备以及ICPG用于从饮用水中除去重金属和 砷的用途。
ICPG介质由涂敷有零价铁粉的高孔隙率的陶瓷制成。它是高透过率、 可吸收性障碍。ICPG介质由如实施例1中所述制备的高多孔性陶瓷粒子制 成。多孔粒子用市购的选择铁涂敷用粒子的筛选装置进行筛分。使用包含 多层各种尺寸的筛网如40目、16目、8目、6目的网筛装置来选定多孔粒 子尺寸。这会提供尺寸在40-16目，16-8目，8-6目的粒子。将10kg选定 的粒子放在圆粒子混合器中。在混合的同时，向粒子逐渐地喷射1L水使粒 子再水合。再水合过程进行20分钟。尺寸经过200目网筛的33％w/w的零 价铁粉不停搅拌地加入到粒子中。粒子与铁粉混合约15-20分钟并放置到 铁瓶或铁桶中。粒子在550-680℃缺氧条件下烧制3-5小时。在该烧制过 程中形成Fe-Si固相表面复合物。再水合陶瓷的特性、粒子的强度通过该 烧制过程而提高。
ICPG粒子大小要小于2.36mm。孔隙率为75-80％且预涂敷和后涂敷的 介质的比表面积分别为212m2/g和40m2/g。ICPG的pH值为(40％ICPG和 60％水)为7.1。
如图1a所示，通常的ICPG粒子(直径1-2.36mm)含有许多尺寸10-20μm 的孔(图1b和2)。总的孔容积为0.28cc/g。这使它们是可透水的。ICPG 的特征是粗糙的表面和可透过的孔，且不会在水中分解。在ICPG粒子的表 面上，铁和粘土材料形成将会吸附砷离子和/或重金属离子的粗糙表面结构 (图2)。在砷和/或重金属吸附后，表面结构更平滑。在介质的表面和介 质中孔的内表面上发生水的流动和砷的吸附。图1c-1d比较了放大率1000 下未用的ICPG表面与用过的(通过砷和/或重金属吸附)ICPG的拓扑特征。
在夏威夷大学已经对间歇式反应器和反应塔过滤两种结构中的ICPG粒 子的砷吸附能力和砷除去进行了测试。掺有砷的夏威夷地下水用于测试。 测试表明，分别在PH值为4.0、7.0和10时，ICPG对As(III)的吸附容量 为12.5mg/g、19.8mg/g、和27.1mg/g。对于砷酸盐(AsV)吸附来说，在 PH值为4.0、7.0和10时，ICPG的吸附容量分别为41mg/g、32mg/g、和 21mg/g。
在夏威夷大学对ICPG过滤产品进行了测试。过滤器具有1.2L的空容 积并充有750g的ICPG介质(粒子大小小于2.36mm)。在充入后，过滤器的 可用容积为650ml。掺杂有高砷含量的夏威夷地下水可用于测试。测试中砷 的总浓度在295-321ppb的范围，50％的砷酸盐(砷酸钠)和50％的亚砷酸盐 (亚砷酸钠)。测试地下水的pH值在6.8-7.5的范围内。
空床接触时间(EBCT)影响了排水质量。流出量满足10ppb MCL、50ppb MCL的EBCT分别为13分钟和3.8分钟。测试中，当EBCT大于3分钟和或 当流率小于15L/小时时，获得了稳定性。当体系在13分钟EBCT(流速在 3.7L/小时)运行时，排出物中剩余砷的浓度在5-8ppb之间。当EBCT保持 在4.0分钟(流速为12L/小时)，砷浓度在32ppb-42ppb之间。体系能够处 理14000L，直到它达到过滤介质置换变得必要的临界点。
ICPG过滤器的性能显示在图3中。当过滤流速控制在小于5L/小时时， 排出流中的砷几乎不能检测出来。当流速控制到低于10L/小时时，砷除去 平均为92％。ICPG体系的性能总结在表IV中。
表IV实验室上流柱过滤器性能数据和分析
注意：当流速大于导致EBCT小于3分钟的15L/小时时，体系不再稳定。
通过分析铁和铝的浓度来监控整个柱过滤测试中对其他水质的可能影 响，这是ICPG会引起的可能问题。已经发现，在运行5天后，几乎没有铝 从介质浸出。如果水不含有铁时，铁浸出也非常少。然而，如果水含有高 的铁离子，将不会从介质浸出，相反介质会从水中吸收一些离子。
砷似乎被介质牢牢地吸附。当排出的介质用蒸馏水冲洗时，很少的砷 洗出。如果使用酸溶液(例如5％的H2SO4)，砷可洗出到65％的水平。
过滤器连续的进行作业以纯化样品地下水。流速在4.5-5L/小时 (108-120L/天)的范围内时，剩余的砷小于10ppb。当流速增加到10L/小 时(240L/天)时，流出物中剩余的砷在15-32ppb的范围。测试水中的无 机元素浓度由农业诊治服务中心(ADSC)使用感应耦合等离子体方法(ICP) 加以分析。实施例测试结果列在表V中。
对15000L含砷酸盐和砷酸盐剂量的地下水进行测试。当EBCT控制在 15分钟时，平均除去效率大于95％。ICPG过滤体系不需要任何化学组成、 电力或反洗，对其它水质量没有任何副反应。排出介质的分析表明砷的不 动性。
在测试期间，不需要化学用量或其他的物理调整。
实施例3：
使用ICPG(MicroNoseTM)从水在水中除去重金属
ICPG介质满足了砷除去用柱吸附剂的要求：(1)足以使粒子包装的强 度和大的表面积；(2)高效地除去As(V)和As(III)；(3)长寿命、高 容量、选择性和高吸附速率；(4)水中的高物理强度(不分解)；(5) 高孔率产生的短滞水时间(HRT)；(6)影响水质的次要问题。
在夏威夷大学已经对间歇式反应器和反应塔过滤两种结构中的ICPG粒 子的重金属吸附能力和重金属除去进行了测试。为了产生测量水溶液，将 HgSO4、KNO3、Ag2SO4、ZI(OH)2、Mn(SO4)·H2O、Mn(SO4)、Na2SeO4·10H2O、NiCl2、 K2Cr2O7、CoCl·6H2O、CuSO4·5H2O、NaF、NaAsO2，和Na2AsO4溶解到1L去 离子(DI)水中。过滤溶液除去不溶材料，并将含重金属和其它离子的过 滤液用作柱过滤和容量测试的溶液。
所述的测试水溶液和自来水用作过滤流入液。过滤的EBCT控制在15 分钟。流入液和流出液中的重金属和其他离子的浓度显示在以下的表V中。 不同金属的除去率计算并列在表中。结果清楚地表明，ICPG能够同时从混 合溶液中除去各种重金属。
表V水样品分析工作表
项目 1 2 3 4 5 6 7
实验 061-08 061-0 061-08 061-08
号 43 844 46 45
样品
过滤
容 量 AF是BF是
过滤入
说明
流 出容量BF容量AF(mg/g过滤过滤
流体
体 ) 后 前
编号 W2，3，4
P 0.10 0.07 6.31 1.13 0.017
K 4.84 3.16 2064 1152 2.995
Ca 20.39 17.97 2.24 6.33 0.013
μg/
Mg 20.72 16.73 4.51 7.59 0.0010
ml
Na 50.44 43.90 2091 1802 0.949
Fe 0.01 0.02 0.32 0.07 0.001
Mn 0.16 0.02 896.2 535.8 1.184
μg/
Zn 0.01 0.00 1.45 0.28 0.004
ml
Cu 0.03 0.01 345.4 0.10 1.134
B 0.03 0.03 0.15 0.13 0.000
Mo 0.01 0.01 0.17 0.08 0.000
Ag 0.10 0.02 1.08 0.20 0.003
As 0.03 0.00 10.41 0.54 0.032
Cd 0.01 0.00 0.17 0.03 0.000
Co 0.05 0.00 223.8 57.09 0.547
Cr 0.17 0.01 688.0 283.2 1.329
Ni 0.05 0.01 270.3 49.21 0.726
Pb 0.01 0.00 1.00 0.27 0.002
Se 0.06 0.01 290.9 271.6 0.063 5.03
NO3-N 1.15 1.46 500.87 460.31 1.352
实施例4：
碱性过滤体系的安装和构建
本实施例例示了碱性ICPG过滤体系的安装和构建。
优选地，碱性过滤体系的安装简单、不需要化学溶液且基本上不用训 练。简便重力给料设计的使用免去了任何电连接的需要。
ICPG过滤组成列在表VI中。安装过滤器对人们来说不需要什么特殊 的工具或技术。
表VI：ICPG过滤器的组成列表
注意：如果住户具有带控制阀的储水器，桶和其填充物是任选的。
安装要求：该体系是直立的设计。如果过滤柱体安装在地面台上，安 装不需要任何工具。使用墙壁安装吊架也能安装柱体。该安装仅需要锤子 或螺丝刀。没有技能和培训的普通人也能在5分钟内安装该体系。
确定过滤柱体是否是墙壁安装或地面安装。
对于墙壁设备来说，可使用锤子或螺丝刀来固定安装夹子到墙壁上。
将桶放到椅子或任何足以支撑25kg桶的支架上。桶的出口应该放置在 桶顶以上40cm。如果储水器存在有控制阀，那么直接将管连接其上。
连接桶阀的出口到柱体的底部并连接上柱体出口到你的纯化储水容器 上。
桶中装满水并打开阀。应该使水自由地流动50分钟以进行预清洗。预 清洗后，过滤器准备好使用。由于碳黑，预清洗水有时颜料较暗。预清洗 水排放是安全的。
实施例5：
用于碱性ICPG体系的操作菜单
本实施例例示了碱性ICPG体系的操作。
安装后预冲洗，当安装程序完成后，用12L水预冲洗过滤器，因为在 运输中震动可能会产生碳灰或灰尘。
预冲洗后，桶中装入待处理的水并盖上桶，防止灰尘和细菌落入。转 动阀门到最大开启位置，以10L/小时制备出水。
为了制备砷量小于10ppb的水，应该将控制阀旋转到位置2(显示标记 在阀上)。这产生了5L/小时的流速。
计算住户日常水消费量，然后估计应该更换柱体的日记并在柱体上标 记该日期。
虽然更安全的操作推荐过滤柱体的最大容量为14000L，135000L，但以 天计的柱体寿命等于13500L/每天过滤升数。
对于一家7口人来说，确定柱体更换的简单方法是每6个月更换柱体 或者在过滤600桶水以后。
由于上流动的设计而不需要反流，除非入流水有高的悬浮固体。
实施例6：
碱性ICPG过滤体系的维护草案
本实施例例示了碱性ICPG过滤体系的操作。
过滤器设计为上流动类型，通过如果悬浮固体低时不会有阻塞问题。 然而，如果悬浮的固体浓度高于20ppm或者大粒子引入到过滤器中，它们 可能在底部网筛上引起阻塞。用户可通过导通入口管来清除阻塞，放水并 清洁粒子。
容水桶应该总是保持覆盖以避免二次污染。同样，如果在户外使用过 滤器，用户应该每周清洁桶。
在操作过程中，介质可改变颜色成红色或棕色。这是正常现象，不会 影响处理效率。这是由于水中存在氧时铁氧化引起的。
在预清洗程序中，如果塑料管中存在空气泡，通过压迫管它们可释放 进桶中。即使在预清洗期间，也优选使用上流动，这会释放介质粒子内部 和中间的空气。柱体中的气泡会影响流速和混合条件。
实施例7：
机理：ICPG过滤过程
本实施例例示了ICPG过滤过程背后的机理。
实施例7显示了可用于实施多种方法或程序的体系的实施方案之一。 在一些实施方案中，使用了碱性铁涂覆陶瓷粒子的填充柱来净化液体。来 自储水器的水由重力水压向上流动通过ICPG柱。
ICPG的碳和多孔性提供了吸引砷离子和重金属离子的大的表面积。此 外，铁用作吸附砷的电子施主。氧化硅凝胶的Fe-Si复合物阻止了砷释放。 涂覆ICPG的Fe-Si表面复合物结合并固定了砷。大的细菌也捕获在柱中。
实施例8：
同步加速器系X射线吸收的微细结构测量
地下水中的砷浓度从10ppm到高达几百ppm。在极低的浓度下，能够提 供砷、硅和铁上电子结构和局部原子信息的敏感元件-特殊探针分别用于了 解ICP中As(III)和As(V)的吸收机制。由于同步加速器X射线极高的强度 和它们的能量可调性，同步加速器系X射线吸收的微细结构(XAFS)光谱 学方法很好的适用于该类工作，这不仅提供了10ppm或更低(Higgins和 Huffman 1996)的元素敏感度，而且提供了元素的种别性(价态、键长、 配位数和配位类型)(Brown、Foster et al.1999；Higgins and Huffman 1996)。
XAFS光谱包括XANES(x-射线吸收近边结构)和EXAFS(广延x射线吸 收精细结构)。XANES用于检测选定元素的氧化态，而EXAFS用于确定选定 元素的近邻距离和配位数。这些技术可成功用于表征煤中(Higgins and Huffman 1996；Higgins、Shah et al.1993)、污染土壤和风化采矿尾料 中(Arcon、van Elteren et al.2005；Foster、Brown el al.1998b)、 高岭土和锐钛矿中(Foster、Brown et al.1998a)、Fe(II)-As(III)溶 液的氧化期间(Thoral、J.Rose et al.2005)、水合锰上(Foster、Brown et al.2003)、氧化铝-水界面上(Arai、et al.2001)、和水铝 英石-水界面中(Arai、Sparks et al.2005)的砷的特性。因此，在美国 阿贡国立实验室的尖端光子源(APS)上或者在国立布鲁克哈文实验室的国 家同步加速器光源(NSLS)上使用普通用户能获得的极高强度和高强度流 同步加速器辐射来进行XANES和EXAFS的测量是有效的。
对于XAFS测量的样品植被和实验过程与以前描述的那些相同 (Higgins、Goodarzi et al.1996；Higgins and Huffman 1996)。对于 原位测量来说，在入射X射线的90°几何方位上以荧光方式收集XAFS光谱， 液体样品由Kapton窗和ICPG样品壁包封。在不同的条件如PH值、流速、 起始As(III)/As(V)浓度，氧化还原态、盐度和竞争种类等测试过滤器介质 后，对ICPG样品进行XAFS测量。
实施例9：
X-射线衍射测量
x射线衍射能够提供每次试验后包含过滤材料非晶相的晶相的额外信 息。通过纳米级零价铁从地下水中除去As(III)时，XRD测量可用于识别非 定形的氧化铁(III)/氢氧化铁、磁铁矿(Fe3O4)和/或磁赤铁矿和纤铁矿 (FeOOH)(Kanel、Manning et al.2005)。使用X射线衍射仪和同步加 速辐射源进行XRD测量。
实施例10：
扫描电子显微镜
在用可变体积的实验水冲洗之前和之后对未涂覆和铁涂覆陶瓷粒子样 品通过扫描电子显微镜(数字Zeiss DSM962，装有Oxford Link能量散射 X-射线光谱法体系)进行检测，以便观察到冲洗对ICPG的拓扑特征的物理 作用。这可密切配合原子力显微镜(AFM)的研究进行(下文)。
实施例11：
原子力显微镜
AFM已经证明是研究表面纳米结构非常有效的方法，且它具有优于扫描 电子显微镜的优点，因为动力学过程如液相中的晶体生长可用纳米的分辨 率进行成像(Dai、Nekrassova et al.2004；Land、Malkin et al.1995)。 对ICPG柱腐蚀的SEM像和目测观察表明，在ICPG粒子表面上因抑制剂而 形成了薄膜钢铁表面(Luo Guan et al.1998；Mu and Li 2005； Olivares-Xometl、Likhanova et al.2006)。该膜在As的吸收和防止零 价铁腐蚀中起重要作用。PLS-ICPG由薄(100-200μm)粘土和铁(0价)薄 层(10100μm)覆盖的衬底组成。能够沉积两种类型的铁(0价)层。完 全由铁(0价)覆盖的粘土样品可用于研究纯铁(0价)体系上的砷吸收， 部分涂覆粘土得到的数据作为比较。具有不同厚度和宽度的零价(铁(0价)) 带也可以沉积在第二种PLS-ICPG上。
实施例12：
砷分析
ICP水样品进行的砷的常规分析是在收集后3小时内直接分析、并且保 持在4℃直到分析开始。与粘土或介质样品相关的砷是通过以下的测量水 和废水的标准方法分析的(Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater、21st Edition、American Public Health Association(APHA)、American Water Works Association(AWWA)& Water Environment Federation(WEF)(2005)Washington、在此以引证的方法 将其全部内容并入本文)。样品用HNO3预消化。
实施例13：
砷种类
使用高效液相色谱法(HPLC)与感偶等离子源质谱测定法(ICP-MS)进行 砷种类的分析(Day，Montes-Bayon等2002；Francesconi and Kuehnclt 2004).HPLC-ICP-MS是检测和量化砷的无机和有机含水种类的精度高、快 速又灵敏的方法(B’Hymer和Caruso 2004；FaIk和Emons 2000；Francesconi 和Kuehnclt 2004；Leermakers，Baeyens et al.2006)；例如，对于As(III)、 As(V)、单甲基化和二甲基化砷种类来说，检测极限低至＜0.1ppb。(Day、 Montes-Bayon等2002)。使用认证标准参考物质测试了从HPLC柱中回收主 要的砷种类(Francesconi和Kuehnelt 2004；Gong Lu et al.2002b；Yu Cai et al.2003).使用者遵循美国环境保护局(EPA)的分析方法用规程并使 用了认证的标准物质。种类分析用的样品收集在透明瓶子里，一些用乙二 胺四乙酸(EDTA)(加上未保存的副本)来保存以最小化因收集和分析时 间之间的光化学氧化、氢氧化物沉淀(例如如在富铁的水中)或者氧化还 原反应(例如As(III)氧化成As(V))而引起的种类改变(Bednar，Garbarino et al.2002a；Gallagher，Schwegel et al.2001)；可能的话，立即-同 一天分析样品(Gong Lu et al.2001；Gong Lu et al.2002b；Kim 2001； Pizarro，Gomez et al.2003；Raessler，Michalke et al.2000)。
POC和PON浓度：过滤样品到预先燃烧的GF过滤器上并使用 Thermoquest/CE仪表自动元素分析仪。
DOC浓度，特征：使用带有自动取样器的Shimadzu总有机碳量分析仪 由高温铂催化氧化确定。
实施例14：
ICPG结合的砷的传输和处理
砷饱和ICPG柱体包含有大量的砷粒子。用于砷污染的优良解决方案的 特征是ICPG柱体的稳定性和安全运输性。柱体本身由廉价但稳固、运输较 好的材料制成。As-ICPG复合物的结合稳定性在如上所述的随后保存直到至 少2年的可变环境条件下进行测试。
实施例15：
ICPG介质和应用方法的反复微细尺度设计
一些实施方案使用了混合尺寸(0.85-2.36mm)的ICPG粒子。然而，粒 子尺寸影响了吸收容量和中等柱的操作性能。通常，吸收容量随着越来越 小的粒子尺寸而增加；然而，快速装满直径小于0.25mm的ICPG的柱体由 于阻塞变得不能工作。为了最佳化粒子尺寸，使用不同的粒子尺寸 (1.18-2.36mm、0.85-1.18mm、0.60-0.85mm、0.425-0.60mm、 0.25-0.425mm和不同的尺寸)砷除去效率和流动特征的折衷考虑砷去除动 力学和地质化学系列实验。
本文所述的方法、工艺和设备目前代表最优选的实施方案并是示例性， 并不旨在限制本发明的范围。在本发明的精神范围内所包含的和说明书范 围所定义的本文的变型和其他用途是本领域的技术人员而言是能想到的。 说明书和权利要求中所用的表示成分、反应条件等所有数字在一切情况下 都理解为通过术语“大约”进行修正。因此，如果没有相反指示，说明书 和所附权利要求中出现的数字参数是近似值，依赖于本发明设法获得的所 需性能而变化。至少且并不旨在限制等同值应用到权利要求的范围内，每 个数字参数应该根据有效数字和普通的大概近似值进行解释。
本领域的技术人员显而易见的是，可对本文公开的本发明进行各种替 代和变型，但都不脱离本发明的范围和精神。
本领域的技术人员的明白，本文出现的本发明的情况和实施方案可彼 此独立地实施或者彼此组合实施。因此，单独的实施方案的组合在如本文 所公开的本发明的范围内。
参考文献：
Ahmed、F.、K.Minnatullah and A-f albi(2006).Paper III. Arsenic Mitigation Technologies in South and East Asia Toward a More Effective Operational Response.Arsenic Contamination in Ground Water in South and East Asian Countries、The World Bank.II. Technical Report.Report No.31303。
J Amend、J.P.and E.L.Shock(2001).″Energetics of overall metabolic reactions of thermopHilic and hyperthermopHilic Archaea and Bacteria.″Ferns Microbiology Reviews 25(2)：175243。
Amy、G.L.、M.Edwards、M.Benjamin、K.Carlson、J.Chwirka、 et al.、Eds.(1998).A WWARF(1998).Arsenic Treatability Options and Evaluation of Residuals Management Issues。
Anderson、L.C.D.and K.W.Bruland(1991).″Biogeochemistry of arsenic in natural waters：the importance of methylated species.″ Environmental Science & Technology 25(3)：420-427。
Arai、Y.、E.J.Elzinga and D.L.Sparks(2001).″X-ray Absorption Spectroscopic Investigation of Arsenite and Arsenate Adsorption at the Aluminum Oxide-Water Interface.″Journal of Colloid and Interface Science 235(1)：80-88。
Arai、Y.、D.L.Sparks and J.A.Davis(2005).″Arsenate adsorption mechanisms at the allσpHane -water interface.″ Environmental Science & Technology 39(8)：2537-2544。
Arcon、L.、J.T.van Elteren、H.J.Glass、A.Kodre and Z. Slejkovec(2005).″EXAFS and XANES study of arsenic in contaminated soil.″X-Ray Spectrometry 34(5)：435-438。
B’Hymer、C.and J.A.Caruso(2004).″Arsenic and its speciation analysis using high-performance liquid chromatograpHy and inductively coupled plasma mass spectrometry.″Journal of ChromatograpHy A 1045(1-2)：1-13。
Bailey、S.W.(1988).″Odinite、a new dioctahedral-trioctahedral Fe-rich 1：1 clay mineral.″Clay Minerals 23(3)：237-247。
Bang、S.、M.D.Johnson、G.P.Korfiatis and X.G.Meng(2005). ″Chemical reactions between arsenic and zero-valent iron in water.″ Water Research 39(5)：763-770。
Bang、S.、G.P.Korfiatis and X.G.Meng(2005).″Removal of arsenic from water by zero-valent iron.″Journal of Hazardous Materials 121(1-3)：61-67。
Bednar、A.J.、J.R.Garbarino、J.F.Ranville and T.R.Wildeman (2002a).″Preserving the distribution of inorganic arsenic species in groundwater and acid mine drainage samples.″Environmental Science & Technology 36(10)：2213-2218。
Bednar、A.J.、J.R.Garbarino、J.F.Ranville and T.R.Wildeman (2002b).″Preserving the distribution of inorganic arsenic species in groundwater and acid mine drainage samples.″Environmental Science and Technology 36(10)：2213-2218。
Beghi、M.G.、A.G.Every and P.V.Zinin(2004).Brillouin Scattering Measurement of SAW Velocities for Determining Near-Surface Elastic Properties.Ultrasonic Nondestructive Evaluation：Engineering and Biological Material Characterization. T.Kundu.Boca Raton、CRC Press：581-651。
Brown、G.E.、A.L.Foster and J.D.Ostergren(1999).″Mineral surfaces and bioavailability of heavy metals：A molecular-scale perspective.″Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America 96(7)：3388-3395。
Casiot、C、V.Pedron、O.Bruneel、R.Duran、J.C.Personne、 et al.″A new bacterial strain mediating As oxidation in the Fe-rich biofilm naturally growing in a groundwater Fe treatment pilot unit.″ ChemospHere In Press、Corrected Proof。
Cheng、R.C、H.C.Wang and M.D.Beuhler(1994).″Enhanced Coagulation for Arsenic Removal.″Journal American Water Works Association 86(9)：79-90。
Conway、B.E.(1995).″Electrochemical Oxide Film Formation at Noble-Metals as a Surface-Chemical Process.″Progress in Surface Science 49(4)：331-452。
Cowen、J.P.(2004).″The microbial biospHere of sediment-buried oceanic basement.″Research in Microbiology 155(7)：497-506。
Cowen、J.P.and C.German(2003).Biogeochemical Cycling in Hydrothermal Plumes；In：Energy and Mass Transfer in Marine Hydrothermal Systems.P.E.Halbach、V.Tunnicliffe and J.R.Hein. Dahlem Dahlem University Press：23-45。
Cowen、J.P.、S.J.Giovannoni、F.Kenig、H.P.Johnson、 D.Butterfield、et al.(2003).″Fluids from aging ocean crust that support microbial life.″Science 299(5603)：120-123。
Cullen、W.R.and K.J.Reimer(1989).″Arsenic speciation in the environment、.″Chem.Rev.89：713-764。
Dai、X.、O.Nekrassova、M.E.Hyde and R.G.Compton(2004). ″Anodic stripping voltammetry of arsenic(III)using gold nanoparticle-modifed electrodes.″Analytical Chemistry 76(19)：5924-5929。
Daus、B.、R.Wennrich and H.Weiss(2004).″Sorption materials for arsenic removal from water：a comparative study.″Water Research 38(12)：2948-2954。
Day、J.A.、M.M.Montes-Bayon、A.P.Vonderheide and 1.A. Caruso(2002).″A study of method robustness for arsenic speciation in drinking water samples by anion exchange HPLC-ICP-MS.″Analytical and Bioanalytical Chemistry 373(7)：664-668。
Decarreau、A.、D.Bonnin、D.Badaut-Trauth and R.Couty(1987). ″Synthesis and crystallogenesis of ferric smectite by evolution of Si-Fe coprecipitates in oxidizing conditions.″Clay Minerals 22(2)： 207-223。
Dore、J.E.and D.M.Karl(1996).″Nitrification in the eupHotic zone as a source for nitrite、nitrate、and nitrous oxide at Station ALOHA.″Limnology and OceanograpHy 41(8)：1619-1628.EP A(2000). Technologies and costs for removal of arsenic from drinking water. EPA.(2006).″Arsenic in Drinking Water″、来自http://www.epa.gov/ safewater/arsenic/index.html。
FaIk、K.and H.Emons(2000).″Speciation of arsenic compounds by ion-exchange HPLC-ICP-MS with different nebulizers.″Journal of Analytical Atomic Spectrometry 15(6)：643-649。
Farrell、J.、J.Wang、P.O’Day and M.Conklin(2001). ″Electrochemical and spectroscopic study of arsenate removal from water using zero-valent iron media.″Environmental Science & Technology 35(10)：2026-2032。
Floroiu、R.M.、A.P.Davis and A.Torrents(2004).″Kinetics and Mechanism of As2S3(am)Dissolution under N2.″Environmental Science and Technology 38(4)：1031-1037。
Foster、A.L.、G.E.Brown and G.A.Parks(1998a).″X-ray absorption fine-structure spectroscopy study of pHotocatalyzed、 heterogeneous As(III)oxidation on kaolin and anatase.″ Environmental Science & Technology 32(10)：1444-1452。
Foster、A.L.、G.E.Brown and G-A.Parks(2003).″X-ray absorption fine structure study of As(V)and Se(IV)sorption complexes on hydrous Mn oxides.″Geochimica Et Cosmochimica Acta 67(11)：1937-1953。
Foster、A.L.、G.E.Brown、T.N.Tingle and G.A.Parks(1998b). ″Quantitative arsenic speciation in mine tailings using X-ray absorption spectroscopy.″American Mineralogist 83(5-6)：553-568。
Francesconi、K.A.and D.Kuehnelt(2004).″Determination of arsenic species：A critical review of methods and applications、 2000-2003.″A nalyst 129(5)：373-395。
Gallagher、P.A.、C.A.Schwegel、X.Y.Wei and J.T.Creed (2001).″Speciation and preservation of inorganic arsenic in drinking water sources using EDTA with IC separation and ICP-MS detection.″Journal of Environmental Monitoring 3(4)：371-376。
Garcia-Manyes、S.、G.Jimenez、A.Padro、R.Rubio and G.Rauret (2002).″Arsenic speciation in contaminated soils.″Talanta 58(1)： 97-109。
Garside、C.(1982).″A Chemi-Luminescent Technique for the Determination of Nanomolar Concentrations of Nitrate and Nitrite in Sea-Water.″Marine Chemistry 11(2)：159-16。
Gong、Z.、X.Lu、M.Ma、C.Watt and X.C.Le(2002a).″Arsenic speciation analysis.″Talanta 58(1)：77-96。
Gong、Z.L.、X.F.Lu、W.R.Cullen and X.C.Le(2001).″Unstable trivalent arsenic metabolites、monomethylarsonous acid and dimethylarsinous acid.″Journal of Analytical Atomic Spectrometry 16(12)：1409-1413。
Gong、Z.L.、X.F.Lu、M.S.Ma、C.Watt and X.C.Le(2002b). ″Arsenic speciation analysis.″Talanta 58(1)：77-96。
Guo、H.and Y.Wang(2005).″Geochemical characteristics of shallow groundwater in Datong basin、northwestern China.″Journal of Geochemical Exploration 87(3)：109-120。
Harvey、C.F.3C.H.Swartz、A.B.M.Badruzzaman、N. Keon-Blute、W.Yu、et al.(2005).″Groundwater arsenic contamination on the Ganges Delta：biogeochemistry、hydrology、 human perturbations、and human suffering on a large scale.″Comptes Rendus Geoscience 337(1-2)：285-296。
Hering、J.G.、P.Y.Chen、J.A.Wi lkie and M.EIimelech(1997). ″Arsenic removal from drinking water during coagulation.″Journal of Environmental Engineering-Asce 123(8)：800-807。
Hering、J.G.、P.Y.Chen、J.A.Wilkie、M.Elimelech and S.Liang(1996).″Arsenic removal by ferric chloride.″Journal American Water Works Association 88(4)：155-167。
Higgins、F.E.、F.Goodarzi and C.J.Lafferty(1996).″Mode of occurrence of arsenic in subbituminous.″Energy Sc Fuel 10：1001-1004。
Higgins、F.E.and G.P.Huffman(1996).″Models of occurrence of trace elements in coal from XAFS spectroscopy.″International Journal of Coal Geology 32：31-53。
Higgins、F.E.、N.Shah、J.Zhao、F.Lu and G.P.Huffman (1993).″Nondestructive determination of trace element speciation in coal and coal ash by XAFS spectroscopy.″Energy Sc Fuel 7：482-489。
Hodi、M.、K.Polyak and J.Hlavay(1995).″Removal of pollutants from drinking water by combined ion exchange and adsorption methods.″ Environment International 21(3)：325-331。
Hong、H.K.(2006).″A new device for fluorescence x-ray absorption fine structure studies on high-temperature melts up to 1600K.″Journal of Applied-PHysics(in preparation)。
Hubble、H.W.、I.Kudryashov、V.L.Solozhenko、P.V.Zinin、 S.K.Sharma、et al.(2004).″Raman studies of cubic BC2N、a new superhard pHase.″Journal of Raman Spectroscopy 35(10)：822-825。
Islam、F.S.、A.G.Gault、C.Boothman、D.A.Polya、J.M. Chamock、et al.(2004).″Role of metal-reducing bacteria in arsenic release from Bengal delta sediments.″Nature 430(6995)：68-71。
Johnson、H.P.、M.Hutnak、R.P.Dziak、C.G.Fox、1.Urcuyo、 et al.(2000).″Earthquake-induced changes in a hydrothermal system on the Juan de Fuca mid-ocean ridge.″Nature 407(6801)：174-177。
Johnston、R.、H.Heijnen and P.Wurzel(2001).Safe Water Technology、WHO。
Kanel、S.R.、B.Manning、L.Charlet and H.Choi(2005). ″Removal of arsenic(III)from groundwater by nanoscale zero-valent iron.″Environmental Science & Technology 39(5)：1291-1298。
Kartinen、E.O.and C.J.Martin(1995).″An overview of arsenic removal processes.″Desalination 103(1-2)：79-88。
Katsoyiannis、I.、A.Zouboulis、H.Althoff and H.Bartel(2002). ″As(III)removal from groundwaters using fixed-bed upflow bioreactors.″ChemospHere 47(3)：325-332。
Kenig、F.、D.J.H.Simons、D.Crich、J.P.Cowen、G.T. Ventura、et al.(2002).″Alkanes with a quaternary carbon centre： a 2、200Myr.record of sulfide oxidizing bacteria.″Geochimica Et Cosmochimica Acta 66(15A)：A393-A393。
Kenig、F.、D.J.H.Simons、D.Crich、J.P.Cowen、G.T. Ventura、et al.(2005).″Structure and distribution of branched alipHatic alkanes with quaternary carbon atoms in Cenomanian and Turonian black shales of Pas quia Hills(Saskatchewan、Canada).″ Organic Geochemistry 36(1)：117-138。
Kenig、F.、D.J.H.Simons、D.Crich、J.P.Cowen、G.T. Ventura、et al.(2003).″Branched alipHatic alkanes with quaternary substituted carbon atoms in modem and ancient geologic samples.″ Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America 100(22)：12554-12558。
Kim、M.J.(2001).″Separation of inorganic arsenic species in groundwater using ion exchange method.″Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology 67(1)：46-51。
Koundouri、P.(2005).The Economics of Arsenic Mitigation. Towards a More Effective Operational Response：Arsenic Contamination of Groundwater in South and East Asian Countries.2：Technical Report： 210-262。
Lackovic、J.A.、N.P.Nikolaidis and G.M.Dobbs(2000). ″Inorganic arsenic removal by zero-valcnt iron.″Environmental Engineering Science 17(1)：29-39。
Land、T.A.、A.J.Malkin、Y.G.Kuznetsov、A.McPHerson and J.J.Deyoreo(1995).″Mechanisms of Protein Crystal-Growth-an Atomic-Force Microscopy Study of Canavalin Crystallization.″ PHysical Review Letters 75(14)：2774-2777。
Le、X.C、S.Yalcin and M.Ma(2000).″Speciation of submicrogram per liter levels of arsenic in water：On-site species separation integrated with sample collection.″Environmental Science and Technology 34(11)：2342-2347。
Leermakers、M.、W.Baeyens、M.De Gieter、B.Smedts、C.Meert、 et al.(2006).″Toxic arsenic compounds in environmental samples： Speciation and validation.″Trac-Trends in Analytical Chemistry 25(1)：1-10。
Leupin、O.X.and S.J.Hug(2005).″Oxidation and removal of arsenic(III)from aerated groundwater by filtration through sand and zero-valent iron.″Water Research 39(9)：1729-1740。
Lin、T.-F.and J.-K.Wu(2001).″Adsorption of Arsenite and Arsenate within Activated Alumina Grains：Equilibrium and Kinetics.″ Water Research 35(8)：2049-2057。
Lin、Z.and R.W.PuIs(2000).″Adsorption、desorption and oxidation of arsenic affected by clay minerals and aging process.″ Environmental Geology 39(7)：753-759。
Luo、H.、Y.C.Guan and K.N.Han(1998).″Corrosion inhibition of a mild steel by aniline and alkylamiπes in acidic solutions.″ Corrosion 54(9)：721-731。
Macur、R.E.、C.R.Jackson、L.M.Botero、T.R.McDermott and W.P.Inskeep(2004).″Bacterial Populations Associated with the Oxidation and Reduction of Arsenic in an Unsaturated Soil.″ Environmental Science and Technology 38(1)：104-111。
Manghnani、M.H.、G.Amulele、J.R.Smyth、C.M.HoII、G. Chen、et al.(2005).″Equation of state of hydrous Fo(90)ringwoodite to 45GPa by synchrotron powder diffraction.″Mineralogical Magazine 69(3)：317-323。
Manghnani、M.H..S.N.Tkachev、P.V.Zinin、C.Glorieoux、 P.Karvankova、et al.(2005).″Elastic properties ofnc-TiN/a-Si3N4 and nc-TiN/a-BN nanocomposite films by surface Brillouin scattering.″Journal Of Applied PHysics 97(5)。
Manning、B.A.、M.L.Hunt、C.Amrhein and J.A.Yarmoff(2002). ″Arsenic(III)and Arsenic(V)reactions with zerovalent iron corrosion products.″Environmental Science & Technology36(24)： 5455-5461。
Matera、V.、I.Le Hecho、A.Laboudigue、P.Thomas、S.Tellier、 et al.(2003).″A methodologicalapproach for the identification of arsenic bearing pHases in polluted soils.″Environmental Pollution 126(1)：51-64。
McCleskey、R.B.、D.K.Nordstrom and A.S.Maest(2004). ″Preservation of water samples for arsenic(IWV)determinations：an evaluation of the literature and new analytical results.″Applied Geochemistry 19(7)：995-1009。
Melamed、D.(2005).″Monitoring arsenic in the environment：a review of science and technologies with the potential for field measurements.″Analytica Chimica Acta 532(1)：1-13。
Ming、L.C、P.Zinin、Y.Meng、X.X.Liu、S.M.Hong、et al.(2006).″A new cubic pHase of C3N4synthesized in diamond-anvil cell.″Journal of Appl ied PHysics 99(3)：033520。
J Ming、L-C、P.V.Zinin、M.H.Manghnani、T.Carvalho、 S.M.Hong、et al.(2005).″Identifying C-N Heterodiamonds with SEM、TEM and Raman Scattering.″Microscopy and Microanalysis 11(S2)： 2028-2029。
Mu、G.and X.Li(2005).″Inhibition of cold rolled steel corrosion by Tween-20in sulfuric acid：Weight loss、electrochemical and AFM approaches.″Journal of Colloid and Interface Science 289(1)： 184-192。
Ng、J.C、J.P.Wang and A.Shraim (2003).″A global health problem caused by arsenic from natural sources.″ChemospHere 52(9)： 1353-1359。
Nikolaidis、N.P.and J.Lackovic(1998).Presented at International Conference on Arsenic Pollution of Ground Water in Bangladesh：Causes.Effects and Remedies.Arsenic Remediation TechnoIogy-AsRT。
Nordstrom、D.K.and F.D.Wilde(2005).Reduction-oxidation potential(electrode method).Field Measurements.U.S.Geological Survey TWRI Book 9。
OHvares-Xometl、O.、N.V.Likhanova、M.A.Dominguez-Aguilar、 J.M.Hallen、L.S.Zamudio、et al.(2006).″Surface analysis of inhibitor films formed by imidazolines and amides on mild steel in an acidic environment.″Applied Surface Science 252(6)：2139-2152。
Oremland、R.S.、S.E.Hoeft、J.A.Santini、N.Bano、R. A.Hollibaugh、et al.(2002).″Anaerobic oxidation of arsenite in Mono Lake water and by facultative、arsenite-oxidizing chemoautotropH、strain MLHE-I.″Applied and Environmental Microbiology 68(10)：4795-4802。
Oremland、R.S.and J.F.Stolz(2003).″The ecology of arsenic.″ Science 300(5621)：939-944。
Oremland、R.S.and J.F.Stolz(2005).″Arsenic、microbes and contaminated aquifers.″Trends in Microbiology 13(2)：45-49。
Pal、B.N.(2001).Granular Ferric Hydroxide for Elimination of Arsenic from Drinking Water.Technologies for Arsenic Removal from Drinking Water.M.F.Ahmed、M.A.AH and Z.Adeel、Bangladesh University of Engineering & Technology and United Nations University： 59-68。
PHair、J.W.、S.N.Tkachev、M.H.Manghnani and R.A.Livingston (2005).″Elastic and structural properties of alkaline-calcium silica hydrogels.″Journal Of Materials Research 20(2)：344-349。
Pizarro、I.、M-Gomez、C.Camara and M.A.Palacios(2003). ″Arsenic speciation in environmental and biological samples- Extraction and stability studies.″Analytica Chimica Acta 495(1-2)： 85-98。
Pokrovski、G.S.、J.Schott、F.Garges and J.L.Hazemann(2003). ″Iron(IH)-silica interactions in aqueous solution：Insights from X-ray absorption fine structure spectroscopy.″Geochimica Et Cosmochimica Acta 67(19)：3559-3573。
Porter、K.G.and Y.S.Feig(1980).″The Use of Dapi for Identifying and Counting Aquatic Microflora.″Limnology and OceanograpHy 25(5)：943-948.Pourbaix、M.(1966).Atlas of Electrochemical Equilibria.Oxford、Pergamon Press。
Raessler、M.、B.Michalke、S.Schulte-Hostede and A.Kettrup (2000).″Long-term monitoring of arsenic and selenium species in contaminated groundwaters by HPLC and HG-AAS.″Science of the Total Environment 258(3)：171-181。
Samanta、G.and D.A.Clifford(2005).″Preservation of inorganic arsenic species in groundwater.″Environmental Science & Technology 39(22)：8877-8882。
Smedley、P.L.and D.G.Kinniburgh(2002).″A review of the source、behaviour and distribution of arsenic in natural waters.″ Applied Geochemistry 17(5)：517-568。
Smedley、P.L.and D.G.Kinniburgh.(2006).″Source and behaviour of arsenic in natural waters.″来自 http://www.who.int/water sanitation health/dwO/arsenicunl.pdf。
Solozhenko、V.、E.Solozhenko、P.Zinin、L.Ming、J.Chen、 et al.(2003).″Equation of State and PHase Stability of Turbostratic Carbon Nitrideto.″Journal of PHysics and Chemistry of Solids 64(8)： 1265-1270。
Solozhenko、V.L.、N.A.Dubrovinskaia and L.Dubrovinsky(2004). ″Synthesis of bulk superhard semiconducting B-C material.″Appl. PHys.Lett.85(8)：1-4。
Solozhenko、V.L.and A.Kurakevich(2004).″Stability of PHase Transformations of Turbostratic B-C-N Materials under High Pressure and High Temperature.″Super Hard Mater.4(1)：35-41。
Stumm、W.and J.J.Morgan(1970).Aquatic Chemistry.An Introduction EmpHasizing Chemical Equilibria in Natural Waters. N.Y.、Wiley。
Su、C.and R.W.PuIs(2001).″Arsenate and arsenite removal by zerovalent iron：Kinetics、redox transformation、and implications for in situ groundwater remediation.″Environmental Science and Technology 35(7)：1487-1492。
Swartz、C.H.、N.K.Blute、B.Badruzzman、A.AIi、D. Brabander、et al.(2006).″Subsurface geochemistry and arsenic mobility in Bangladesh.″Geochimica et Cosmochimica Acta(in press)。
Swedlund、P.J.and J.G.Webster(1999).″Adsorption and polymerisation of silicic acid on ferrihydrite、and its effect on arsenic adsorption.″Water Research 33(16)：3413-3422。
Tallman、D.E.and A.U.Shaikh(1980).″Redox Stability of Inorganic Arsenic(Iii)and Arsenic(V)in Aqueous-Solution.″ Analytical Chemistry 52(1)：197-199.
The World Bank(2005).Towards a More Effective Operational Response：Arsenic Contamination of Groundwater in South and East Asian Countries.Volume 1：Policy Report：64。
Thoral、S.、J Rose、J.M.Gamier、A.Van Geen、P.Refait、 et al.(2005).″XAS study of iron and arsenic speciation during Fe(Il) oxidation in the presence of As(HI).″Environ.ScL Techno/.39： 9478-9485。
Tkachev、S.N.and M.H.Manghnani(2000).Sound velocity and attenuation in stable and metastable liquid water to 1.2GPa by Brillouin spectroscopy、in Science and Technology of High Pressure、 Proceedings of the International Conference on High Pressure Science and Technology(AIRAPT-17).M.H.Manghnani、W.1Nellis and M.F. Nicol.Hyderabad、India、Universities Press.1：137-140。
Tkachev、S.N.、M.H.Manghnani and Q.Williams(2005a).″In situ brillouin spectroscopy of a pressure-induced apparent second-order transition in a silicate glass.″PHysical Review Letters 95(5)。
Tkachev、S.N.、M.H.Manghnani、Q.Williams and L.C.Ming (2003).″Compressibility of Na20-2SiO2 Liquid and Melt to 8GPa Using Brillouin Scattering.″Eos.Trans.A GU 54(46)：V42A-0328。
Tkachev、S.N.、M.H.Manghnani、Q.Williams and L.C.Ming (2005b).″Compressibility of hydrated and anhydrous Na20-2SiO(2) liquid and also glass to 8GPa using Brillouin scattering.″Journal Of GeopHysical Research-Solid Earth 110(B7)。
Tkachev、S-N.、V.L.Solozhenko、P.V.Zinin、M.H.Manghnani and L.C.Ming(2003).″Elastic moduli of the superhard cubic BC2N pHase by Brillouin scattering.″PHysical Review B 68(5)。
Vempati、R.K.and R.H.Loeppert(1989).″Influence of structural and adsorbed Si on the transformation of synthetic ferrihydrite.″Clays and Clay Minerals 37(3)：273-279。
Vink、B.W.(1996).″Stability relations of antimony and arsenic compounds in the light of revised and extended Eh-pH diagrams.″ Chemical Geology 130(1-2)：21-30。
WHO(2001).2001 United Nations Synthesis Report on Arsenic in Drinking Water。
WHO(2003).(World Health Organization)Water Sanitation and Health.Report on Intercountry Consultation、Kolkata、India、9-12 December 2002..New Delhi、WHO Regional Office for South-East Asia。
WHO(2005).″(World Health Organization)Toward a More Operational Response：Arsenic contamination in South and East Asian Countries.Technical Report No.31303.″
Wickramasinghe、S.R.、B.B.Han、J.Zimbron、Z.Shen and M-N.Karim(2004).″Arsenic removal by coagulation and filtration： comparison of ground waters from the United States and Bangladesh.″ Desalination 169(3)：231-244。
Wood、S.A.、C-D.Tait and D..R.Janecky(2002).″A Raman spectroscopic study of arsenite and thioarsenite species in aqueous solution at 25[deg]C.″Geochemical Transactions 3：31-39。
Yamamura、S.、J.Bartram、M.Csanady、H.G.Gorchev and A. Redekopp.(2006).″Drinking Water Guidelines and Standards.″来自 http://www.who.int/water sanitation health/dwq/arsenic3/en/。
Yost、E.C、M.I.Tejedor-Tejedor and M.A.Anderson(1990). ″In situ CIR-FTIR characterization of salicylate complexes at the Goethite/Aqueous solution interface.″Environ ScL Techno！.24(6)： 822-828]
Yu、C.H.、Q.T.Cai、Z.X.Guo、Z.G.Yang and S.B.Khoo (2003).″Inductively coupled plasma mass spectrometry study of the retention behavior of arsenic species on various solid pHase extraction cartridges and its application in arsenic speciation.″ Spectrochimica Acta Part B-Atomic Spectroscopy 58(7)：1335-1349。
Zeng、L.(2003).″A method for preparing silica-containing iron(IH)oxide adsorbents for arsenic removal.″Water Research 37(18)：4351-4358。
Zeng、L.(2004).″Arsenic adsorption from aqueous solutions on an Fe(III)-Si binary oxide adsorbent.″Water Quality Research Journal of Canada 39(3)：267-275。
Zhang、F.S.and H.Itoh(2005).″Iron oxide-loaded slag for arsenic removal from aqueous system.″ChemospHere 60(3)：319-325。
Zinin、P.V.、I.Kudryashov、N.Konishi、L.C.Ming、V.L. Solozhenko、et al.(2005).″Identification of the diamond-like B-C pHases by confocal Raman spectroscopy.″Spectrochimica Acta Part A： Molecular and Biological Spectroscopy 61(10)：2386-2389。
Zinin、P.V.、L.C.Ming、I.Kudryashov、N.Konishi、M.H. Manghnani、et al.(2006).″PHase transformation in the BCl.6 pHase under high pressure and high temperature.″Journal of Applied PHysics(submitted)。
Zinin、P.V.、V.L.Solozhenko、A.J.Malkin and L.C.Ming (2005).″Atomic force microscopy studies of cubic BC2N、a new superhard pHase.″Journal of Materials Science 40(11)：3009-3011。
所有的专利和公开物都以引证的方式将它们的全部内容相同程度地并 入在本文中，就像每篇单独的出版物具体地、单独地表示以引证的方式并 入一样。
本文例示说明的本发明可适合在缺少本文没有明确公开的任何部件或 多个部件、限制或多种限制的情况下加以实施。已经使用的术语和表达用 作说明书的术语并不是限制，且这些术语和表达的使用并不旨在意味着排 除了所示和所描述的特征及其部分的等同变换。人们意识到，在公开的本 发明的保护范围内，各种变型是可能的。因此，应该可以理解，虽然通过 优选的实施方案和任选的特征具体公开了本发明，但本领域的技术人员可 采用本文所公开的概念的变型和变体，并且这种变型和变体可认为落在说 明书所定义的本发明的保护范围内。
机译： 基于铝，铁和锰的水合氧化物从水中除去砷和砷的纳米吸附剂，其生产和使用方法
机译： 基于铝，铁和锰的水合氧化物从水中除去砷和砷的纳米吸附剂，其生产和使用方法
机译： 用于从水中除去重金属Cd的组合物，制备方法及其应用
