基于铁锰泥的除砷吸附剂性能比较及吸附机理

曾辉平,尹 灿,李 冬,吕赛赛,赵运新,张 杰,2



基于铁锰泥的除砷吸附剂性能比较及吸附机理

曾辉平1*,尹 灿1,李 冬1,吕赛赛1,赵运新1,张 杰1,2

(1.北京工业大学,水质科学与水环境恢复工程北京市重点试验室,北京 100124；2.哈尔滨工业大学,城市水资源与水环境国家重点试验室,黑龙江 哈尔滨 150090)

为解决反冲洗铁锰泥粉末吸附剂(BSPA)使用后难以泥水分离问题,将除铁锰水厂生物滤池产生的反冲洗泥制成颗粒吸附剂(GA)和磁性粉末吸附剂(MPA),并对BSPA、GA和MPA的除砷性能进行了比较,通过 SEM、TED、XRD、BET、FTIR等技术对3种材料进行了表征,寻找3种吸附剂之间除砷性能差异的根源.结果表明,BSPA、GA和MPA对As(V)的最大吸附容量分别为40.980,5.048,8.694mg/g,改性后的吸附材料GA和MPA对砷的吸附能力下降.BSPA是一种以纤铁矿为主的无定形结构混合物,并混有针铁矿和结晶度差的水铁矿,GA的XRD图谱中出现石英晶体和少量赤铁矿晶体的衍射峰,而MPA的主要成分为结晶程度较高的磁赤铁矿.3种材料中均存在有利于吸附的含羟基官能团.BSPA、MPA和GA的比表面积分别为253.150,238.660,43.803m2/g.物相改变且结晶程度增加、表面羟基减少和比表面积降低是导致GA和MPA的砷吸附容量比BSPA低的主要因素.

反冲洗泥；颗粒吸附剂；磁性粉末吸附剂；除砷；吸附

砷是一种常见的有毒类金属元素,已被美国疾病控制中心(CDC)和国际癌症研究机构(IARC)列为第一类致癌物[1].2003年世界卫生组织(WHO)规定饮用水含砷标准为10μg/L,2007年初我国《生活饮用水卫生标准》(GB5749-2006)也将原标准50μg/L降至这一限值[2],饮用水除砷形势愈加严苛.目前常用的除砷技术主要有混凝法、沉淀法、离子交换法、吸附法、膜处理法、生物法等[3-5],其中吸附法具有操作简单,经济高效的优点,在各大除砷技术中占据一定优势[6].吸附技术的关键因素是高效吸附材料的开发,在众多的除砷吸附剂当中,铁基吸附剂,例如铁与铁的氧化物[7]、铁基负载材料[8]、含铁基复合改性材料[9]等,以其对砷的高亲和力成为研究热点.但目前研究中使用的铁基除砷吸附剂大部分以纯化学药剂制备而得,成本较高,寻找廉价易得的吸附材料成为降低应用成本的关键.

除铁锰水厂生物滤池的反冲洗泥富含大量的铁锰氧化物[10],是一种现成的铁基吸附材料.将这种含铁水处理废弃物回收并用于去除水中的砷,不仅能够解决水厂污泥处置问题,而且使此类污泥中富含的铁锰氧化物作为一种资源得到充分利用,具有较大的现实意义.本课题组用这种反冲洗泥进行了除砷实验,取得很好的效果,但由于其物理形态呈粉末状,吸附后很难从水中分离,大大限制了其在实际工程上的应用.针对这个问题,1.在反冲洗泥中添加辅料制成颗粒状吸附剂,并焙烧以强化机械性能,颗粒状吸附剂可装填固定床进行使用;2.采用溶剂热法将铁泥制备成磁性粉末,借助简单磁铁在混合吸附反应后进行固液分离.本文研究对比了基于反冲洗泥而制备的颗粒状吸附剂与磁性粉末吸附剂在除砷性能方面与原料之间的差异,并通过表征手段分析其原因,以期为反冲洗泥除砷应用的优化提供参考.

1 材料与方法

1.1 主要试剂与仪器

主要试剂:硼氢化钾、氢氧化钠、硫脲均为优级纯,盐酸、Na2HAsO4·7H2O、葡萄糖、硝酸钠、硝酸、无水乙酸钠、乙二醇、海藻酸钠均为分析纯,药品均购自天津福晨化学试剂有限公司.溶液根据需要用去离子水或超纯水配制.

主要仪器:电子分析天平、恒温振荡器(THZ-82,金坛市杰瑞尔电器有限公司)、原子荧光分光光度计(AFS-8230,北京吉天仪器有限公司),100mL聚四氟乙烯内衬高压反应釜、电热鼓风干燥箱(DHG- 9070A,上海一恒科学仪器有限公司)、实验室pH计(pHSJ-3F,上海仪电科学仪器股份有限公司)、陶瓷纤维马弗炉(TL3014,北京中科奥博科技有限公司).

1.2 实验材料

1.2.1 BSPA的准备 将除铁除锰水厂(进水水质为总Fe:14.9mg/L、Mn2+:0.8~1.0mg/L)稳定运行阶段生物滤池的反冲洗废水收集起来,静置数日后弃去上清液,取底部的污泥自然风干,用研钵研磨后过100目筛,得到反冲洗泥粉末吸附剂BSPA,干燥保存备用.

1.2.2 GA的制备 称取适量的反冲洗泥粉末、海藻酸钠与葡萄糖,重量比为10:0.5:2,研磨混匀后加入适量水混成泥状,制成粒径1.0~2.0mm的颗粒.将颗粒陈化24h自然风干,然后放入马弗炉中焙烧,焙烧条件为:180℃下先预热20min,然后在350℃下焙烧60min,升温速率设置为10℃/min.待焙烧后的颗粒冷却后,再使用去离子水冲洗3次后于100℃烘干至恒重,得到新型除砷颗粒吸附剂GA.

1.2.3 MPA的制备 MPA采用溶剂热法[11]制备.用量筒量取乙二醇60mL放于烧杯当中,依次加入反冲洗泥2.025g、无水乙酸钠10.8g溶于乙二醇,搅拌30min,将形成的悬浊液转入100mL高压反应釜中,拧紧釜体使其密封.将反应釜放入电热鼓风干燥箱,升温至180℃,保温10h.待反应釜自然冷却至室温,弃去剩余反应废液,取出底部黑色沉积物.分别用无水乙醇和去离子水对黑色沉淀交替进行超声清洗,然后用磁铁分离,此过程重复5次.将得到的产物放于干燥箱中,60℃下干燥6h,得到黑黄色磁性粉末样品MPA.

1.3 除砷试验

分别称取定量3种供试材料置于一系列250mL具塞玻璃瓶中,加入100mL初始浓度范围在0.1~ 50mg/L内的As(Ⅴ)溶液,调整pH范围稳定在7.0± 0.1,在25℃条件下以转速100r/min恒温震荡箱中震荡24h,水样经0.45µm微孔滤膜过滤后测定砷的残余量.采用Langmuir等温方程对数据进行拟合,得到理论最大砷吸附容量值.

1.4 吸附剂的表征

用X射线粉末衍射仪(BRUCKERD8,德国布鲁克公司)分析吸附剂物相组成;用透射电子显微镜(JEM 1200EX,日本电子株式会社)观察BSPA的形貌特征;用扫描电镜(S-570,日本Hitachi公司)观察GA和MPA的外部形貌和元素组成;物理吸附仪(ASAP2020,瑞士梅特勒公司)用来分析吸附剂比表面积;用多功能振动样品磁强计(VersaLab,美国Quantum Design公司)表征磁性样品的磁性;用傅里叶转换红外线光谱分析仪(Nicolet IS10,美国尼高力公司)来获得吸附剂中含有的化学键和官能团信息.

1.5 砷的测定和数据处理方法

将10mL上清液过0.45µm 滤膜后置于100mL 容量瓶中,加入5mL稀盐酸和10mL硫脲定容至100mL,用原子荧光光度计(AFS)测砷浓度值.为保证准确性,测定时采用两个平行样计算平均值.As(Ⅴ)的吸附量计算公式如下:

式中:0为加入的待去除As(Ⅴ)的初始浓度,mg/L;c为时刻溶液中的As(Ⅴ)的浓度,mg/L;为参加反应溶液的体积,L;为在吸附过程中吸附剂的质量,g.

数据处理及拟合使用origin 9.1软件.

2 结果与讨论

2.1 实验材料制备结果

实验供使用的3种除砷吸附材料如图1所示.BSPA本身为极细的黄色粉末.GA呈颗粒状,粒径为1~2mm,经过焙烧具有良好的机械性能,在吸附震荡过程中颗粒均未发生破碎,且经烘干后回收率在95%以上,可以保证其在应用中的稳定性.MPA呈细小颗粒状,粒径略大于BSPA,对MPA的磁性大小进行表征,其磁滞回线见图2.MPA的饱和磁化强度为16.95emμ/g,具有良好的顺磁性.如图1(d)所示,MPA在水中具有良好的磁分离效果.这2种改性方式均克服了原材料粉末细小不易从处理后的水中分离的缺点.

图1 (a) BSPA、(b)GA、(c)MPA及(d)MPA的磁分离效果

Fig.1 (a) BSPA、(b) GA、(c) MPA and (d) magnetic separation effect of MPA

图2 MPA的磁滞回线

2.2 实验材料除砷性能比较

吸附容量是表征吸附材料吸附能力大小的一个重要参数.为了比较3种材料对As(Ⅴ)的吸附能力,实验将3种材料的等温吸附测试结果用Langmuir模型进行拟合.

由表1可得,3种材料对Langmuir模型的拟合结果很好,2均大于95%.BSPA、GA和MPA对As(V)最大吸附容量分别为40.980,5.048,8.694mg/g.BSPA的吸附容量远高于2种改性材料GA和MPA,分别为GA和MPA的8.1倍和4.7倍,MPA的吸附容量略高于GA.经过改性的2种材料虽然克服了原材料难以泥水分离的缺点,却致使其在除砷的效果上折损很大.

虽然GA和MPA的除砷效果较原材料有所下降,但仍然高于某些同类的除砷吸附剂,并且与其他使用化学纯试剂制备的吸附材料相比,在节约成本上仍占有一定的优势(表2).部分矿物或其改性产物如雌黄铁矿、改性菱铁矿、改性蒙脱石等吸附容量均低于本文研究的GA和MPA.一些金属氧化物负载生物质产物吸附容量可达到4~9mg/g,与GA和MPA的去除效果相近.在所有比对的吸附剂中,原始的BSPA具有最大的吸附容量,足以证明其良好的吸附除砷特质,因此,如何在基于BSPA的吸附剂制备过程中最大限度的维持其除砷效能是关键所在.

表1 吸附等温线拟合参数

表2 部分吸附剂对As(V)的最大吸附容量

2.3 材料表征

2.3.1 物相结构分析 由图3可以看到,原材料BSPA,没有明显的特征衍射峰,表明其结晶度很差,是一种无定形结构的材料.张杰等[10]研究证明,除铁锰滤池的反冲洗泥中形成的铁氧化物主要成分为纤铁矿(γ-FeOOH),但由于天然水体中杂质的存在,妨碍了其结晶化,因此不具有X射线可检出的完整的结晶构造.BSPA的图谱在34.6°附近出现一个较宽的不明显的峰形,与文献[25]报道的2线水铁矿的XRD图谱相似.BSPA形貌分析如图4所示,BSPA中存在针状结构和交织排列的片状几何体,此外还出现细小的球形颗粒,与针铁矿、纤铁矿及水铁矿的结构均具有相似性[26-27].熊慧欣等[28]也指出,在一定条件下γ-FeOOH易转化成比较稳定的α-FeOOH,所以针铁矿的存在很有可能性.推测BSPA是一种以纤铁矿为主的无定形结构混合物,并可能混有针铁矿和结晶度差的水铁矿.拥有无定形结构的BSPA能够提供大量的吸附位点,这可能是其对砷高吸附容量的一个重要原因.GA的XRD图谱出现了石英砂衍射峰(JCPDS47-1301),并且原材料34.6°附近的宽峰更加明显,在38°、41°处还出现了微弱的赤铁矿衍射峰(JCPDS89-2810).该现象表明颗粒在350℃的烧制过程中结晶度比BSPA稍稍增强,部分含水铁氧化物脱水相变为赤铁矿,出现一定的晶体结构.MPA的结晶程度更加明显,同样出现了石英结晶体,并在衍射角2θ为35.3,41.7,50.9,67.8,74.5°处均出现了明显的磁赤铁矿(JCPDS39-1346)衍射峰.说明在溶剂热合成过程中,BSPA中的无定形含水铁氧化物物相发生转变,生成了结晶程度很高的磁赤铁矿.

图3 BSPA(a)、GA(b)和MPA(c) X射线衍射(XRD)图谱

图4 BSPA透射电镜图谱

2.3.2 扫描电镜与比表面积分析 图5显示,GA和MPA均由很多大小不一的颗粒堆积团簇而成.MPA为大量粒径为50~100nm的球形颗粒发生硬团聚而形成的团聚体.GA由一些球形颗粒粘结在一起形成粗糙表面.GA和MPA表面均有较明显的孔隙分布.BET分析见表3.BSPA比表面积最高,为253.150m2/g.MPA同为细小粉末状颗粒,比表面积略低于BSPA,为238.660m2/g.但GA的比表面积仅有43.803m2/g,低比表面积的结构不利于吸附.BSPA平均孔径为2.901nm,为三种材料中最小值.虽然GA具有相较于其他两种材料的较大孔径,但其平均孔容最小.低孔容值不利于砷在吸附材料中的扩散从而影响材料的吸附性能.

表3 BSPA、GA和MPA孔结构分析

2.3.3 傅里叶转换红外线光谱分析 图6(a)显示,BSPA在波长3397, 1630.44cm-1处的特征吸收峰、GA在波长3374.59, 1539.15cm-1处的特征吸收峰以及MPA在波长3386.37, 1628.64cm-1处的特征吸收峰均属于水组分中-OH的振动峰,说明3种材料中均有羟基官能团的存在,这是材料发挥吸附效能的重要结构.波长1400cm-1左右的吸收峰是由羧基引起的.BSPA、MPA中可能含有羧基官能团.GA中波长1393.96cm-1处可能为碳酸盐的吸收峰.波长472.94cm-1处是针铁矿的吸收峰,537.55,548.19cm-1处推测为Fe-O的特征峰.另外,GA中波长2339.47cm-1处出现的峰处于三键及累积双键区,可能为GA中添加的粘接剂海藻酸钠产生的含碳基团.在3种材料800~1300cm-1的波长范围内,是由Si-O键产生的宽且强的伸缩振动带,这可能是由于使用的材料中混入的石英砂成分引起的.吸附砷后的3种材料在波长840cm-1附近均出现了微弱的As-O键的特征峰,且部分含羟基峰有所减弱.

2.4 改性吸附剂除砷性能下降原因

材料表征结果表明,本实验使用的反冲洗泥添加粘结剂和造孔剂造粒的方法,会降低GA的孔容和比表面积,导致其表面的吸附位点减少,这可能是影响GA除砷效果的主要原因.其次,GA需要在350℃下焙烧以增强机械强度,其在制粒焙烧过程中部分发生相变生成赤铁矿,而豆小敏等[29]发现,赤铁矿对五价砷的吸附能力低于纤铁矿,故推测物相的变化对GA的除砷性能产生了不利影响.同时,众多关于铁矿石除砷机理的研究认为双齿双核的吸附络合方式是铁氧化物吸附As(V)的主要模型,铁氧化物表面的羟基结构是除砷的重要官能团.其表面的-OH2或-OH能够参与砷的吸附并形成Fe-O-As键[30-31].Pecini等[32]也认为,砷酸盐能够吸附在金属氧化物上,其表面羟基和水分子被砷酸盐取代,然后通过配体交换在固体表面与金属离子形成内层表面配合物.由图6中FTIR图谱也可以看到,3种材料均含有-OH,吸附后部分含羟基官能团峰形减弱且出现As-O键特征峰,这些均印证了以上观点,所以羟基结构的存在是BSPA、GA和MPA吸附去除砷的重要因素.赵运新等[33]关于水厂反冲洗铁锰泥热处理结构变化的实验研究表明,无定形结构的反冲洗泥有很好的除砷效果,将其进行高温焙烧后,除砷效果相较于原材料来说会有所下降.其原因是,在温度逐渐升高的过程中,反冲洗泥先后脱除结晶水和羟基.虽然为了保证GA的除砷性能,尝试制粒温度采用相对较低的350℃,但仍旧不可避免的使GA脱水并且丢失了一部分羟基,直观表现为除砷效果降低.而另一种采用溶剂热合成制备磁性粉末的方法虽然并未很大程度地降低材料的比表面积,但从XRD分析结果可以得到,原材料BSPA的物相彻底发生变化且结晶程度大大升高.成熟结晶体的表面吸附位密度低,会造成除砷效果不理想[31].且从FTIR结果来看,BSPA中的FeOOH结构经过溶剂热过程已经转化为Fe-O结构,可能是由于制备过程中-OH的丢失造成的,生成的磁赤铁矿表面羟基应该相较于无定形羟基氧化铁有所下降.所以,虽然MPA相较BSPA比表面积下降程度不大,但结晶程度的增加和吸附剂表面官能团数量的差距可能导致了MPA除砷效果不如BSPA.另外,从MPA的SEM结果(图5(b))来看,溶剂热过程中生成的磁性小颗粒发生明显的硬团聚现象,颗粒粘结严重.李小飞等[34]发现,利用淀粉稳定分散的Fe3O4纳米粒子比团聚的Fe3O4纳米粒子除 As(V) 效率更高.所以颗粒团聚也可能致使MPA除砷能力下降.

为了不改变反冲洗泥粉末原有的物相结构和性质,保证原材料对砷的高吸附容量,凝胶包埋可能会是一种行之有效的制粒途径.本文中所使用的含铁锰氧化物的反冲洗泥粉末或许可以用壳聚糖[35]、树脂等高分子材料来固定成粒,不经高温焙烧,以期能够达到更好的除砷效果.事实上,粒径为纳米级的磁性粒子对砷有着很高的亲和力.Mayo等[36]在纳米晶体磁铁矿粒径对砷去除效果的影响研究中发现,当磁铁矿粒径从300nm减小到12nm时,对As(V)的吸附容量增加了近200倍.本实验制备的MPA由粒径在100nm以下的纳米颗粒团聚而成,其粒径已经增长到微米级,如果能解决MPA形成过程中的团聚问题,可能会大大提高其砷吸附容量.

3 结论

3.1 BSPA、GA、MPA对As(V)的最大吸附容量分别为40.980,5.048,8.694mg/g, GA和MPA的泥水分离效果优于BSPA,但除砷能力劣于BSPA.

3.2 BSPA为以纤铁矿为主的无定形结构混合物,并混有针铁矿和结晶度差的水铁矿.GA中含有少量赤铁矿晶体和石英,MPA的主要成分为结晶程度很高的磁赤铁矿.GA和MPA物相的改变和结晶程度的增加是导致其吸附容量低于BSPA的重要因素,且GA和MPA表面羟基官能团的丢失降低了其除砷性能.

3.3 BSPA、MPA 和 GA 的比表面积分别为253.150,238.660,43.803m2/g.GA 的低比表面积使其表面活性吸附位点减少从而降低了对砷的吸附容量.MPA的团聚效应导致其对砷的吸附容量减少.

[1] 邓安琪,董兆敏,高 群,等.中国地下水砷健康风险评价[J]. 中国环境科学, 2017,37(9):3556-3565.

[2] Shan C, Tong M. Efficient removal of trace arsenite through oxidation and adsorption by magnetic nanoparticles modified with Fe-Mn binary oxide [J]. Water Research, 2013,47(10):3411-3421.

[3] 王 颖,吕斯丹,李 辛,等.去除水体中砷的研究进展与展望[J]. 环境科学与技术, 2010,33(9):102-107.

[4] 王振红,罗专溪,车霏霏,等.不同磷水平下铜绿微囊藻对砷酸盐的吸收和净化[J]. 中国环境科学, 2015,35(2):533-538.

[5] 张明月,曾辉平,吕育锋,等.高铁盐与亚铁盐混凝除As(Ⅲ)性能的对比研究[J]. 中国环境科学, 2017,37(5):1798-1804.

[6] Ociński D, Jacukowicz-Sobala I, Mazur P, et al. Water treatment residuals containing iron and manganese oxides for arsenic removal from water-characterization of physicochemical properties and adsorption studies [J]. Chemical Engineering Journal, 2016,294:210- 221.

[7] 赵雅光,万俊锋,王 杰,等.零价铁(ZVI)去除水中的As(Ⅲ) [J]. 化工学报, 2015,(2):251-258.DOI:10.11949/j.issn.0438-1157.

[8] 肖 静,田凯勋,高 怡.载铁活性炭吸附剂的制备及除砷(Ⅲ)性能研究[J]. 工业水处理, 2012,32(11):28-32.

[9] Shams A B.铁/铁氧化物改性复合吸附材料的制备及其除砷性能和机理研究[D]. 杭州:浙江大学, 2015.

[10] 李 冬.生物除铁除锰理论与工程应用技术研究[D]. 北京:北京工业大学, 2004.

[11] 方 帅,刘志强,陈 瑜,等.铁泥溶剂热法制备磁性材料及其在水溶液中对亚甲基蓝的吸附性[J]. 中国有色金属学报, 2015,25(4): 1109-1115.

[12] 刘 卓,张小梅,肖才林,等.利用天然磁黄铁矿去除水中As(V)的研究[J]. 环境科学学报, 2016,36(10):3701-3708.

[13] 赵 凯,郭华明,李 媛,等.天然菱铁矿改性及强化除砷研究[J]. 环境科学, 2012,33(2):459-468.

[14] Zhu J, Baig S A, Sheng T, et al. Fe3O4and MnO2assembled on honeycomb briquette cinders (HBC) for arsenic removal from aqueous solutions [J]. Journal of Hazardous Materials, 2015,286:220-228.

[15] Almasri D A, Rhadfi T, Atieh M A, et al. High performance hydroxyiron modified montmorillonite nanoclay adsorbent for arsenite removal [J]. Chemical Engineering Journal, 2018,335(Supplement C):1-12.

[16] 秦艳敏,梁美娜,王敦球,等.桑树杆生物炭/铁锰氧化物复合吸附剂的制备及其对As(Ⅴ)的吸附机理研究[J]. 农业环境科学学报, 2016,35(7):1398-1406.

[17] 闵伶俐,郑煜铭,钟鹭斌,等.铁氧化物/壳聚糖复合纳米纤维的制备及吸附五价砷研究[J]. 环境科学学报, 2014,34(12):2979-2984.

[18] Lin S, Yang H, Na Z, et al. A novel biodegradable arsenic adsorbent by immobilization of iron oxyhydroxide (FeOOH) on the root powder of long-root eichhornia crassipes [J]. Chemosphere, 2018,192 (Supplement C):258-266.

[19] 邹昊辰.硅藻土负载铁氧化物对砷吸附的研究[D]. 长春:吉林大学, 2013.

[20] Wang T, Zhang L, Wang H, et al. Controllable synthesis of hierarchical porous Fe3O4particles mediated by poly (diallyldimethylammonium chloride) and their application in arsenic removal [J]. Applied Materials & Interfaces, 2013,5(23):12449- 12459.

[21] Zhong L S, Hu J S, Liang H P, et al. Self-assembled 3D flowerlike iron oxide nanostructures and their application in water treatment [J]. Advanced Materials, 2006,18(18):2426-2431.

[22] Wu Z, Li W, Webley P A, et al. ChemInform abstract: general and controllable synthesis of novel mesoporous magnetic iron oxide@carbon encapsulates for efficient arsenic removal [J]. Advanced Materials, 2012,43(14):485-491.

[23] Jin Y, Liu F, Tong M, et al. Removal of arsenate by cetyltrimethylammonium bromide modified magnetic nanoparticles [J]. Journal of Hazardous Materials, 2012,227-228:461-468.

[24] Feng L, Cao M, Ma X, et al. Superparamagnetic high-surface-area Fe3O4nanoparticles as adsorbents for arsenic removal [J]. Journal of Hazardous Materials, 2012,217-218:439-446.

[25] 王小明,杨凯光,孙世发,等.水铁矿的结构、组成及环境地球化学行为[J]. 地学前缘, 2011,18(2):339-347.

[26] Shen L, Cao Y, Du Z, et al. Illuminate the active sites of γ-FeOOH for low-temperature desulfurization [J]. Applied Surface Science, 2017, 425:212-219.

[27] 王慧玮.双酚A在不同铁矿物上的吸附行为研究[D]. 北京:中国地质大学(北京), 2016.

[28] 熊慧欣,周立祥.不同晶型羟基氧化铁(FeOOH)的形成及其在吸附去除Cr(Ⅵ)上的作用[J]. 岩石矿物学杂志, 2008,27(6):559-566.

[29] 豆小敏,于 新,赵 蓓,等.5种铁氧化物去除As(V)性能的比较研究[J]. 环境工程学报, 2010,4(9):1989-1994.

[30] Jain A, Raven K P, Loeppert R H. Arsenite and arsenate adsorption on ferrihydrite: surface charge reduction and net OH- release stoichiometry [J]. Environmental Science & Technology, 1999,33(8): 1179-1184.

[31] 常方方.包覆型除砷吸附剂制备及其净水性能研究[D]. 北京:中国科学院生态环境研究中心, 2009.

[32] Pecini E M, Springer V, Brigante M, et al. Arsenate interaction with the surface of nanomagnetic particles. High adsorption or full release [J]. Journal of Environmental Chemical Engineering, 2017,5(5):4917- 4922.

[33] 曾辉平,赵运新,吕育锋,等.水厂反冲洗铁锰泥热处理产物结构及除砷变化[J]. 中国环境科学, 2017,37(8):2986-2993.

[34] 李小飞,李一菲,钱天伟.淀粉稳定Fe3O4纳米粒子对水中As(V)的吸附特性研究[J]. 环境科学学报, 2016,36(9):3222-3229.

[35] Qi J, Zhang G, Li H. Efficient removal of arsenic from water using a granular adsorbent: Fe–Mn binary oxide impregnated chitosan bead [J]. Bioresource Technology, 2015,193(Supplement C):243-249.

[36] Mayo J T, Yavuz C, Yean S, et al. The effect of nanocrystalline magnetite size on arsenic removal [J]. Science and Technology of Advanced Materials, 2007,8(1):71-75.

Performance comparison and adsorption mechanism of arsenic removal adsorbents made of backwashing sludge from biofilter for iron and manganese removal.

ZENG Hui-ping1*, YIN Can1, LI Dong1, LV Sai-sai1, ZHAO Yun-xin1, ZHANG Jie1,2

(1.Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China；2.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China)., 2018,38(9)：3373~3379

The backwashing residuals from iron and manganese removal biological filter of underground waters was made into granular adsorbent (GA) and magnetic powder adsorbent (MPA) to solve the problem that it is difficult to separate the exhausted backwashing sludge powder adsorbent (BSPA) and treated water. The arsenic removal capability of BSPA、GA and MPA were compared. And their structure and surface feature were compared by SEM, TED, XRD, BET and FTIR to find the cause of difference in arsenic removal capability among these three adsorbents. Results showed that the maximum As (V) adsorption capacity of BSPA, GA and MPA were 40.980, 5.048 and 8.694mg/g respectively. As it suggested, the As (V) adsorption capacity of GA and MPA decreased compared to BSPA. BSPA was a mixture with amorphous structure, lepidocrocite was the main ingredient, goethite and poor crystallized ferrihydrite also mixed in it. The XRD spectrum of GA appeared crystal diffraction peaks of quartz crystal and a small amount of hematite, while the main component of MPA was maghemite with high crystallinity. There are hydroxyl functional groups that are conducive to adsorption in all three materials. The specific surface areas of BSPA, MPA and GA were 253.150, 238.660 and 43.803m2/g respectively. Phase changes and increase of crystallinity, reduction of surface hydroxyl group and decrease of specific surface area may be the main factors lower the adsorption capacity of GA and MPA compared with BSPA.

backwashing sludge powder adsorbent；granular adsorbent；magnetic powder adsorbent；arsenic removal；adsorption

X703

A

1000-6923(2018)09-3373-07

曾辉平(1982-),男,湖南邵阳人,讲师,博士,主要从事水质净化理论及工程应用技术研究.发表论文50余篇.

2018-02-10

国家自然科学基金优秀青年科学基金资助项目(51308009)

* 责任作者, 讲师, zenghuiping@bjut.edu.cn