1、含氟废水的处理技术含氟废水的处理技术 含氟废水的处理技术 含氟废水的处理及应用 1、 采用钙盐沉淀法处理高浓度含氟废水，及向废水中投加石灰乳，并选用聚丙烯酰作为絮凝剂，使氟离子与钙离子生成CaF2沉淀除去。 2、 特点：方法简单，处理方便，费用低，泥渣沉降缓慢，脱水困难，处理后的出水很难达到国家标准（污水中氟含量为20 30 mg /L) 含氟废水中影响CaF2形成的各种因素： （1）从溶液状态图( 图1) 可以看出: 在稳定区内， Ca2 + 和F 都以离子状态存在，不产生沉淀; 在不 稳定区内，Ca2 + 与F 能迅速反应生成CaF2 沉淀; 在亚稳定区，由于过饱和度很低，虽然此时的 Ca
2、2 +F 2 Ksp，但不加入晶种仍难以生成 CaF2沉淀。 F 浓度对钙氟反应速率的影响 当F与Ca2 + 进行等量反应时，F 越低，反应速率越慢; 当初始F 为1 0 10 3 mol /L 时，Ca2 + 与F 几乎不发生反应。 很明显，由于石灰的难溶性，用石灰处理含氟废水的反应速率比用CaCl2处理慢得多( 试验中F浓度均采用选择性电极法测定) 。 Ca /F 摩尔比对反应速率的影响 在同样的Ca /F 摩尔比下，初始F 越高，反应后F 下降的幅度越大; 当Ca /F 摩尔比4时，F 下降变化并不大; 当F 为1 0 10 3 mol /L 时，即使Ca /F 摩尔比提高至5，24 h
3、后F 没有发生多大变化。 反应速率的盐效应 电解质NaCl 的浓度越大，对反应速率的影响也越大; 相同浓度的Na2SO4对反应速率影响要比NaCl 大得多。溶液中离子浓度的提高，相对降低了反应物的有效浓度，从而使反应受到部分抑制，反应速率因此减慢。 电解质对CaF2溶解度的影响 在纯水中，电解质的存在会阻碍已溶解的Ca2 + 与F 结合生成 CaF2沉淀，平衡将会向相反的方向移动，使CaF2( 固) 进一步溶解; 而在含有F 为8 mg /L 的水中，虽然F 的存在会产生同离子效应，但同时也伴有盐效应的发生，当溶液中电解质浓度达到200 mg /L时，盐效应的影响越来越显著，致使CaF2的溶解
4、度增长减缓。 表1 去离子水中加入不同电解质的效果/(mgL pH 对CaF2溶解度的影响 pH 对CaF2溶解度的影响随着CaF2浓度的提高而迅速增大，尤其是当CaF2浓度为5000mg/L 时，即使溶液处于中性，F 浓度 远远超过10 mg /L。 综上所述: 在含氟废水中，当F 浓度较高时，此时F 处于溶液状态图中的不稳定区，当加入大量Ca2 + 时，Ca2 + 与F 能迅速反应生成CaF2沉淀，使F 浓度迅速降低。含氟废水中存在的电解质及过量CaF2的存在会大大提高CaF2的溶解度，使F 平衡浓度升高，结果使反应驱动力( C = C Ceq) 减小。而在实际生产中，要消除电解质及过量C
5、aF2所产生的影响比较困难，因此从热力学平衡角度分析，仅用钙盐处理含氟废水难以达到排放标准要求。当溶液中含有固体的非均相反应应用于废水处理中时，平衡浓度的理论计算值与实际测定值之间存在较大差异，因此只考虑热力学平衡远远不够，而进行反应动力学分析是非常有必要的。从试验结果可知: 当F 浓度为20 mg /L 时，Ca2 + 与F 几乎难以发生反应，这也是长期以来的问题所在。电解质的存在会对CaF2沉淀反应带来较多不利的影响。由于众多因素的影响，造成CaF2溶解度增大和F 降至50 mg /L 左右时进入亚稳定区时生成CaF2的反应会极其缓慢。即通过增大钙盐量来达到降低F 的目的弊多利少，不仅效果
6、不明显，而且还会增加污泥量，同时使污水处理成本增加。因此，含氟废水的处理可首先采用钙盐去除大部分氟，然后再结合其它方法进一步处理，使其达标排放。 近年来，有些研究者提出在投加钙盐的基础上联合使用镁盐、 铝盐、磷酸盐等，处理效果比单纯加钙盐效果好，。例如氯化钙与磷酸盐除氟法，其工艺过程是: 先在废水中加入氯化钙，调pH 至10 12，反应30 min 后加入磷酸盐，再调pH 至6 7，反应4 5 h，最后静止澄清4 5 h，出水含氟浓度为5 mg /L 左右; 钙盐、磷酸盐、氟三者的摩尔比为( 15 20) 2 13。 CaF2晶核在处理低浓度含氟废水中的作用 （1) 在低氟浓度条件下，CaF2
7、晶核很难形成，直接导致CaF2沉淀难以生成，具体表现为: 在低氟浓度条件下，沉淀反应启动所需的钙浓度较高;要使含氟废水处理至排放标准浓度以下，处理所需的钙浓度较高。 ( 2) 加入CaF2晶核可加速CaF2沉淀生成，在相同钙浓度条件下，晶核既可降低沉淀反应启动的钙浓度，又可使处理后的污水氟浓度降得更低。 ( 3) 在处理低浓度含氟废水中，吨废水CaF2晶核的用量以0 2 kg 为最佳; 晶核过多将导致成本增加，过少则达不到预期效果。 粉煤灰综合处理低浓度含氟废水试验 粉煤灰是煤粉经高温燃烧后形成的一种类似火山灰质混合材料，其化学组成与黏土质相似，主要成分为二氧化硅、三氧化二铝、三氧化二铁、氧化
8、钙和未燃烬的碳，具有较强的吸附能力，包括物理吸附和化学吸附。物理吸附效果取决于粉煤灰的多孔性 及其比表面积; 化学吸附主要是其表面具有大量的Si-O-Si 键、Al-O-Al 键与有一定极性的分子产生偶极 偶极键的吸附，或是阴离子与粉煤灰中次生的带正电荷的硅酸铝、硅酸钙、硅酸铁之间形成离子交换或离子对的吸附。粉煤灰所含的Al3 + 和Fe3 + 具有絮凝作用，可与粉煤灰构成吸附絮凝沉淀协同作用。 搅拌时间与除氟率之间的关系 反应时间对除氟效果的影响较大，反应时间短，除氟效果差，但反应速度快; 反应时间延长，反应速度会减慢; 大部分氟离子是在加入电石渣后反应25 min 之内去除，再延长反应时间
9、对除氟效果无明显的影响。因此，选择反应时间为25 min。 不同电石渣用量下的除氟效果 取含氟废水水样，加入一定量的电石渣，反应时间为25 min，静置30 min。 电石渣用量越大，上层清液中残余的氟离子浓度越低，pH 逐渐升高。 A 型混凝剂用量对除氟效果的影响 取一定量的废水，电石渣用量为80 mg /L，反应时间为25 min，加A 型混凝剂反应30 min 后取上层清液进行分析。 从表10 可看出: 随着A 型混凝剂用量的增加，上层清液中残余F 浓度逐渐降低; 当A 型混凝剂用量大于30 mg /L，上层清液中残余的F 浓度几乎不变，F 去除率达97% 以上，同时测得其悬浮物的去除率
10、为96 5%。 混凝沉降时间对除氟效果的影响 上层清液中残余含氟量随着沉降时间的延长而逐渐降低; 沉 降时间达25 min 后，上层 清液中残余含氟量趋于一固定值，表明A 型混凝剂已基本完成了沉淀、络合、凝聚和絮凝等过程。由于A 型混凝剂是在酸性条件下制备的，酸性溶液中已溶解有相当一部分的Ca2 + ，能够与F 生成CaF2沉淀; 当A 型混凝剂投入碱性介质中，Al3 + 和Fe3 + 等都能形成多核羟基络正离子，对F 具有吸附和络合作用，并对水中的悬浮物具有絮凝作用; 在高分子聚硅酸的桥连网捕下，使废水中的悬浮微粒失去稳定性，胶粒物相互凝聚，微粒增大，形成絮凝体而迅速沉降，因此A 型混凝剂具
11、有良好的除氟和净水效果。A 型混凝剂集沉淀、络合、凝聚和絮凝等多种作用于一体，是良好的除氟、净水剂。 利用电石渣及粉煤灰制取的A 型混凝剂处理热电厂含氟废水，能够使含氟量为70 mg /L 的废水经二级除氟后，可以降至工业废水的排放标准指标以下，氟去除率达97%，所以这可用于热电厂的除尘水或冷却水等较高浓度的含氟废水处理。与其它除氟方法相比，此法有能就地取材、操作简单、处理成本低的优点，处理后的水质达到国家工业废水排放标准要求，达到了以废治废、减少环境污染、综合利用的目的，为热电厂废弃资源的综合治理提供了理论依据。 生石灰 硫酸复合处理试验 从表11 可知: 当生石灰的加入量为理论量的1 50
12、 倍时，效果较好; 再增加生石灰用量效果不明显，且增加成本和污泥量。所以，选取生石灰加入量为理论量的1 50 倍。 硫酸铝和聚氯化铝处理高浓度含氟废水的对比研究 化学混凝法是目前处理含氟废水的主要方法之一，因其具有适应性强，操作简单，基建投资低等优点而被广泛采用。混凝剂的选择直接影响混凝处理的效果和费用。 （1） 试验材料与方法 药剂。（）、（）（）、 （）、（）、（）、（）、（自配）。 （2） 实验仪器及用品。型精密 计、 型氟离子选择电极、型饱和甘汞电、型 复合电极、型原子吸收分光光度计、 型六联电动搅拌机、沉降管。 （3）分析方法。F采用氟离子选泽电极法测量；采用硝酸银滴定法测量； 采用
13、原子吸收 分光光度法含量测量； 采用精密 计测量。 （3） 化学混凝两段法处理工艺。对于该厂较低的含氟废水， 投加足够的石灰乳，控制 为左右，此时上清液中 可降至，但此时废水 很高，而絮凝沉降除氟控制 均在中性范围，继续投加的和硫酸铝都呈酸性，有利于 的降低，现就混凝剂和硫酸铝的除氟效果进行对比试验。 变化对混凝效果的影响对比 由图可知，用作絮凝剂时， 在很大范围内都能使出水 达到 一级标准（），综合对所排废水的 要求考虑，最佳 可选在。而絮凝剂选用硫酸铝时，较难控制，出水不稳定。硫酸铝为低分子结晶盐，只有一个固定的分子式，而可以看作是经水解逐步转化为（）这一过程的中间产物，使许多不同形态水解
14、产物组合而成的化合物，通式为（）（），表示某种高分子电解质的形态。正是由于这种结构，一投加到水中，就可直接发生电性中和，吸附架桥等作用，并且受到原始水质的影响较小，所以适应的范围较广，混凝效能比普通的铝盐好。 混凝剂投加量的对比 由图可知，当投加量小于时，残余 与投加量基本呈线性关系，投加量在以上时，残余 均满足排放标准。为了确保安全，在此基础上继续投加絮凝剂使残余 进一步降低，综合处理成本和去除效率考虑，确定投加量为时比较合适。 而采用硫酸铝作絮凝剂时，投加量在以上时，才使残余 达到一级标准，为确保安全，硫酸铝的投加量应取在 左右，较大。 温度对混凝效果的影响对比 由图可知，以下时，水温对硫
15、酸铝的混凝效果有明显影响，即使增加硫酸铝的投加量往往也难以取得良好的混凝效果，生产实践中表现为絮体细小、松散，沉淀效果差。温度对混凝效果产生影响的主要原因为水温影响药剂溶解速度。硫酸铝是无机盐混凝剂，其水解是吸热反应，低温时混凝剂水解困难；水温影响水的黏滞性：低温水的黏度大，使水中杂质颗粒布朗运动强度减弱，碰撞机会减少，不利于胶粒脱稳凝聚；同时，水的黏度大，水流剪力也增大，影响絮体的成长；水温还对胶体颗粒的水化膜形成有影响：水温低时，胶体颗粒水化作用增强，水化膜增厚，妨碍胶体凝聚，而且水化膜内的水由于黏度和重度增大，影响了颗粒之间粘附强度。而低温对的影响较小，低温水混凝处理中比硫酸铝效果好。在
16、时，两者除氟效果受温度的影响不大。 沉降速度的对比 由图可知，用硫酸铝作混凝剂时，沉降速度较慢，采用为混凝剂时，沉降速度较快。硫酸铝混凝时矾花较小，均为细小的絮状矾花，而混凝时矾花较硫酸铝大。由图可知，投加后，沉降时，上清液浓度为，能达到一级排放标准，以后， 的浓度基本不再变化，而使用混凝剂硫酸铝时，沉降后， 才降为，时，上清液 为，以后， 的浓度基本不再变化。 为验证开发出的除氟基本流程的除氟效果，在实验室的条件下，做倍静态放大试验，在室温下，取废水，先在废水中加入 石灰乳，搅拌强度为 ，搅拌，静置后，倒出上清液，再继续加入， 控制在，快搅，慢搅，静置，测得处理后的废水中残余 达到到一级排放
17、标准。 使用作为混凝剂取代传统的硫酸铝处理含氟废水，对 变化和原水温度适应性强、投药量少、沉降速度明显提高。使用可以提高排水水质、节省处理成本，值得推广。石灰乳 除氟时， 控制在，投加量为时，静态放大试验效果较好，可达到 一级排放标准。 1) 单纯用石灰沉淀法处理效果一般，不符合国家排放标准，同时由于石灰用量过大，在运输、运行等方面不方便，因此不能单纯用石灰处理 2) 复合使用石灰、聚磷和明矾可以解决上述问题 综合考虑反应余量后，对1L 废水的处理而言，当反应时间为5min、石灰用量为1 75g，聚磷用量为120mg，明矾用量为120mg 时反应出水符合国家排放标准 目前用于处理含氟废水的方法
18、主要有: 石灰沉淀法、混凝沉淀法、吸附法、离子交换法和电渗析法。 但是这些方法都存在一定的不足之处, 通常采用的石灰沉淀法 1 3 处理后难以达到排放标准, 电渗析 4 设备昂贵、操作水平要求高, 离子交换法 5, 6 则交换树脂再生复杂, 且不适于高浓度含氟废水的处理, 单独使用混凝法 7, 8 处理废水, 药剂费用较高, 存在废渣二次污染的问题。 3) 本处理方法在有效的时间内，能用较少的药品使用量使出水达到国家排放标准，在经济适用性方面具有处理成本低、处理效率高等优点 同时，反应要求低有利于推广应用 常用的方法主要有两大类, 即吸附法和沉淀法 1 , 除此之外, 还有冷冻法、离子交换法
19、2 、反渗透法、超滤除氟法、电渗析法 3 、电凝聚法 4 、共蒸馏法等 5 。这些方法中, 离子交换法对废水水质要求严格, 且成本高; 反渗透法及电凝聚法耗电量大, 且装置复杂, 设备昂贵, 因而都极少使用 在氯化钙除氟过程中, 氯化钙过量系数应控制 在1.35左右, 搅拌时间30 m in左右, 处理后的滤液 残氟浓度可以控制在低于20 mg. L- 1的水平。当 PAC 用量为0.7 g. L- 1左右, pH 控制在7 7.5, 搅 拌5 m in 10 m in, 上清液中残氟浓度可以稳定地小 于5 mg. L- 1。该方法具有处理流程短、操作简单、 除氟效果好、处理费用低等特点。 （
20、1）将铝型材生产废水按氟含量高低分类分流处理，对铝型材高氟废水作一次反应混凝处理后，与低氟废水混合， 采用硫酸铝反应、电石渣调pH 和PAM 混凝作二次处理，当废水中硫酸铝的 投加质量浓度为0.270.30 g/L 时， 处理后的水样F-质量浓度 粉煤灰吸附含氟废水试验研究 粉粉煤灰能够处理含氟废水,是由于它有特殊的物理性质,化学性质,以及特殊的活性。物理吸附效果取决于粉煤灰的多孔性及其较大的比表面积;化学吸附主要是其表面具有大量的Si2O2Si键、Al2O2Al键与有一定极性的分子产生偶极- 偶极键的吸附,或是阴离子与粉煤灰中次生的带正电荷的硅酸铝、硅酸钙、硅酸铁之间形成离子交换或离子对的吸
21、附;粉煤灰的活性对处理含氟废水有重要的作用,它包括物理活性和化学活性两个方面,物理活性是粉煤灰颗粒效应、微集料效应的总和,化学活性是指其中的可溶性二氧化硅、三氧化二铝等成分在常温下与水和石灰缓慢地发生化合反应,生成不溶、安定的硅铝酸钙盐的性质,也称火 粉煤灰具有一定的除氟能力,能使含氟260 mg/L的废水除氟率达68. 2 %。 粉煤灰对酸性废水具有一定的中和能力。粉煤灰除氟最佳反应条件为:室温下,水灰比为20: 1, pH值为3,搅拌时间为60 min。 含氟废水的吸附处理 吸附法一直是处理含氟废水的重要方法 改性沸石除氟离子 沸石的结构一般由三维硅(铝) 氧格架组成,其基本单元是以硅为中
22、心和周围4个氧离子排列而成的硅氧四面体 SiO4 。如果硅氧四面体中的硅被铝离子所置换,则形成铝氧四面体。铝是+ 3 价的,这样铝氧四面体的4 个顶角中的氧离子有1 个得不到中和,因而出现了负电荷。为了中和其电性,相应就有金属离子加入。由于硅(铝) 氧四面体多样性的连接方式,在沸石结构中便形成了许多孔穴和孔道。沸石2 经转性、脱水后,内表面很大,可容纳多种分子和离子。改性后的沸石对氟的吸附,从结构上推测,其对氟的吸附主要为化学吸附。氟离子通过扩散作用穿过晶体的孔道进人空穴中与碱金属或碱土金属离子发生配合作用,大大的增强了化学吸附能力,使吸附剂的吸附容量大为增加。氟在进人空穴时也会受到晶体中Al
23、3 + 、Ca2 + 及其它阳离子活性点的吸附,此吸附过程既有物理吸附也有化学吸附。同时在氟进入空穴时也会受到晶格氧原子的排斥及孔道的阻力,同时,改性沸石对氟的去除即吸附需要有一定的活化能,也需要一定的时间。 该吸附剂制作和再生工艺简单，吸附性能稳定、机械强度好,对含氟水的处理具有重要的应用价值。沸石具良好的离子交换性能及吸附性能,而且在耐磨性,耐腐蚀性,稳定性等方面具有独特的优点。 羟基磷灰石除氟离子 HAp 对溶液中F- 的吸附机理以溶解沉淀、晶格离子交换作用为主:吸附过程中F- 置换了晶格通道OH- ,使溶液中OH- 浓度增大,pH 值升高。同时吸附后生成了氟磷灰石相,吸附反应方程 式为
24、:Ca10 (PO4) 6 (OH) 2 + 3F- = Ca10 (PO4) 6F2 + 2OH-吸附效果与HAp 的晶体成分和结晶度密切相关,HAp 晶体Ca/ P 值越低,则吸附效果越差。 氟磷灰石经过NaOH 和H2SO4 稀溶液处理后,可以重新生成羟基磷灰石,故此种吸附材料可以反复使用。 改性5A 分子筛除氟离子 改性蒙脱石除氟离子 改性石英沙除氟离子 改性硅藻土除氟离子 活性氧化铝除氟离子 羟基磷灰石除氟离子 无机铈基除氟离子低浓度含氟废水的粉煤灰综合处理 物理吸附效果取决于粉煤灰的多孔性及较大的比表面积; 化学吸附主要是因为其表面具有大量的A l O Al 键、Si O Si键与
25、有一定极性的分子产生偶极偶极 键的吸附, 或是由于阴离子与粉煤灰中次生的正电荷的硅酸铝、硅酸铁、硅酸钙之间形成离子交换或离子对的吸附. 粉煤灰所含的Fe3+ 、Al3+ 具有混凝作用可与粉煤灰吸附作用在除氟处理中构成协同作用. 在研究中根据粉煤灰的这些固有性质和作用, 将其用于含氟废水除氟试验. 粉煤灰具有一定的除氟能力, 对含氟250 mg /L 的废水除氟率能达到61% 左右, 而且对酸性废水有一定的中和能力. 粉煤灰除氟的最佳反应条件为: 温室下, 灰水比为120, pH 值为3, 搅拌时间为30 min. 在利用电石渣及粉煤灰研制的A 型混凝剂处理热电厂含氟废水, 能够使含氟为70mg
26、/ L 的原水经两级除氟处理后, 氟去除率达97%, 排出水含氟量降至工业废水的排放标准以下. 此方法可用于热电厂的除尘水或冷却水等较高浓度的含氟废水的处理. 用本法除氟与其它除氟法相比, 有就地取材, 处理成本低, 操作简单, 处理后的水质达到了国家工业废水排放标准等优点. 达到了减少环境污染、以废治废、综合利用的目的, 为热电厂废弃资源的综合利用与环境治理提供了新的途径和方法. 反渗透膜法除氟研究 反渗透膜（RO）是一种压力驱动的膜过程，不需要相变不使用高温，因其具有低温操作，低能耗，易于操作等优点，RO被广泛用于苦咸水和废水的除氟，然而在除氟的应用中RO对氟离子呈现出较高的截留性能，即氟
27、离子完全被RO所截留，在一定程度上影响了RO在除氟中的应用，某些待分离体系，需要大部分的氟离子透过RO膜，而不是被截留。 结论：氟离子不能一次性就全部透过反渗透膜，经单级RO处理后的溶液中仍含有一定的氟离子，因此，需用多级RO处理以达到要求。以前述研究结果为前提，即操作压力为25 MPa、RO膜对氟离子的截留率为18、RO对TFA的截留率为90，计算了多级RO处理后浓缩液与渗透液中的氟离子浓度与TFA浓度，计算结果见表4。例如，若原料液中氟离子浓度为O1(1000ppm)，那么经二级RO处理后，氟离子浓度降至000324(324 ppm)，此时，TFA的回收率为81。 随着处理级数的增加，氟离
28、子浓度大大降低，但TFA的回收率 也会有所下降。因此，在实际应用中，应综合考虑氟离子浓度与TFA回收率这两个要求，选择合适的RO处理级数。另外，在反渗透膜分离过程设计中，最佳的操作条件如pH与操作压力的确定应考虑膜的稳定性及所要达到的处理量。 结论与展望：反渗透膜对氟离子的截留率与原料液pH值有很大的关系，可通过调节原料液pH在酸性条件，以提高氟离子在反渗透膜中的渗透性。在操作压力为25 MPa，pH为275时，反渗透膜对氟离子与TFA的截留率分别为1771和 91.11。多级RO处理可将氟离子浓度降至允许范围之内。反渗透可被视为一种有效的除氟方法。但RO膜分离仅仅适用于低酸度的待分离体系。若
29、待处理体系的酸度过高，会造成RO膜的溶胀甚至是分解。 新型反渗透膜的研究进展 纵观反渗透膜的发展，界面聚合聚酰胺薄膜的出现是重要的里程碑而是近几十年来，反渗透膜的研究主要集中在合成引入某些功能基团的新单体，或者是对聚酰胺基质膜的交联结构进行改性等方面，相关的研究进展已有综述分析这些研究虽然取得一定效果，但对膜的性能只能做部分改善 由于聚酰胺膜存在抗氧化性、耐污染性差等问题，因此为了应对反渗透应用领域的扩展，一些新型反渗透膜也被研究道主要是寻找新的膜材料来代替聚酰胺，或者是通过添加无机纳米材料来改善聚酰胺膜的分离性能、化学稳定性及耐污染性等 无机膜：分子筛膜已经广泛应用于气体分离及渗透汽化，过
30、程中，由于分子筛具有特定的孔道结构及统一的孔径大小，因此具备提高反渗透通量及截留性能的潜力，另外，作为无机膜其稳定性及耐热性等优于有机膜分子筛膜通常是采用水热合成法在多孔无机支撑膜上成型，支撑层一般不会对反渗透过程的通量和截留率有影响，但是分子筛膜的厚度会对通量有很大影响，需控制在微米级别。 与有机膜类似，分子筛膜的分离性能受压力、温度、离子浓度及料液浓度等的影响1 其中驱动压力对水分子的传递影响很大，主要通过控制水分子在分子筛孔道中的扩散速率，而非浸入孔道的速率料液温度增加，盐离子通量的增加更加明显，因而截留率下降离子浓度及料液浓度增加均会导致膜的截留率下降同时在A1抖、Ca +等阳离子存在时，分子筛膜的有效孑L径变大，分子筛膜孔中离子与水分子的结合力增强，膜的水通量和盐截留率均会下降但是Br一、SOi一等阴离存在时，膜的分离性能变化很小 杂化膜：近年来，随着无机纳米材料制备技术的成熟，有机无机杂化膜在气体分离及渗透汽化中的应用研究非常多2 ，对无机颗粒
