砷酸盐在针铁矿上的界面作用过程及磷酸盐竞争吸附影响的试验和模拟研究
Shewanella oneidensis MR1异化铁还原诱导次生矿物固定镉
Shewanella oneidensis MR-1异化铁还原诱导次生矿物固定镉童昆, 徐成, 吴峥, 司友斌引用本文:童昆,徐成,吴峥,等. Shewanella oneidensis MR-1异化铁还原诱导次生矿物固定镉[J]. 农业环境科学学报, 2021, 40(10): 2114-2123.在线阅读 View online: https:///10.11654/jaes.2021-0496您可能感兴趣的其他文章Articles you may be interested in铁还原条件下铁负载生物质炭固定三价砷的能力及其稳定性朱晓东,杨敏,吴松,施维林,周东美农业环境科学学报. 2020, 39(12): 2735-2742 https:///10.11654/jaes.2020-0548两种典型炭材料对微生物还原含砷水铁矿的影响及其机制研究吴松,袁贝嘉,闫慧珺,方国东,张俊,王玉军,周东美农业环境科学学报. 2018, 37(7): 1370-1376 https:///10.11654/jaes.2018-0433氧化老化过程对生物炭吸附镉的影响及机制何玉垒,宋宁宁,林大松,孙约兵,王芳丽农业环境科学学报. 2021, 40(9): 1877-1887 https:///10.11654/jaes.2021-0310施用玉米秸秆生物炭对镉生物有效性及其胁迫下生菜生长的影响李明,王磊,范婷婷,石佳奇,高尚,季韬,万金忠,龙涛,袁旭音农业环境科学学报. 2021, 40(6): 1236-1243 https:///10.11654/jaes.2020-1285耐镉促生根瘤菌的鉴定及其对镉的吸附特性池耀威,王晓雅,初少华,周培,张丹农业环境科学学报. 2021, 40(4): 791-800 https:///10.11654/jaes.2020-0975关注微信公众号，获得更多资讯信息童昆，徐成，吴峥，等.Shewanella oneidensis MR-1异化铁还原诱导次生矿物固定镉[J].农业环境科学学报,2021,40（10）：2114-2123.TONG K,XU C,WU Z,et al.Immobilization of cadmium on secondary minerals induced by Shewanella oneidensis MR-1through dissimilar iron reduction[J].Journal of Agro-Environment Science ,2021,40（10）：2114-2123.开放科学OSIDShewanella oneidensis MR-1异化铁还原诱导次生矿物固定镉童昆，徐成，吴峥，司友斌*（农田生态保育与污染防控安徽省重点实验室，安徽农业大学资源与环境学院，合肥230036）Immobilization of cadmium on secondary minerals induced by Shewanella oneidensis MR-1throughdissimilar iron reductionTONG Kun,XU Cheng,WU Zheng,SI Youbin *（Anhui Province Key Laboratory of Farmland Ecological Conservation and Pollution Prevention,School of Resources and Environment,Anhui Agricultural University,Hefei 230036,China ）收稿日期：2021-04-25录用日期：2021-06-21作者简介：童昆（1997—），男，贵州毕节人，硕士研究生，从事环境生物技术研究。
铬在土壤中的吸附解吸研究进展
铬在土壤中的吸附解吸研究进展收稿日期：２００６－０７－０６；收稿日期：２００６－０８－２０基金项目：江苏省交通厅重点资助项目（０２Ｙ０３１）作者简介：桂新安（１９８２－），男，江西进贤人，硕士研究生，主要从事环境化学、污染土壤修复等方面研究。
铬是动物和人体必须的微量元素之一。
但大量的铬进入环境对人体，植物和动物都会产生很大的危害。
随着现代工业的飞速发展，产生铬污染的主要生产和工艺已经涉及冶金，化工，农业，医学等多个领域，上述工业生产中，均可产生含铬“三废”。
在美国，Ｃｒ被认为是与Ｈｇ、Ｃｄ、Ｐｂ并列的四种主要污染物质之一。
这些污染物的排放已经造成土壤的严重污染。
在土壤环境中，铬主要以Ｃｒ（Ⅲ）和Ｃｒ（Ⅵ）［１，２］两种形态存在，但是Ｃｒ（Ⅲ）相比Ｃｒ（Ⅵ）相对稳定［３］，毒性也相对较小，它们在土壤中处于吸附和解吸的动态平衡中，土壤性质对铬的吸附解吸动态影响很大，直接影响到土壤中铬的迁移转化和固定特性。
因此研究土壤对铬的吸附和解吸特性，对土壤中重金属污染的防治与修复具有重要意义。
文章主要对铬在土壤中吸附解吸机理、影响因素以及动力学模型的研究进展进行了综述。
１铬在土壤中的吸附解吸机理铬在土壤中的吸附主要以离子交换吸附（非专性吸附）、专性吸附或物理表面沉淀吸附为主。
土壤环境中的粘土矿物胶体常带有净电荷［４］，对金属离子会产生静电引力，这种吸附通常是在很短的时间内发生。
易秀等［５］研究发现土壤中的许多活性组分对水相铬（Ⅲ）离子产生阳离子交换作用，其吸附是以阳离子交换吸附为主。
刘云惠等［６］研究表明土壤对Ｃｒ（Ⅲ）的吸附主要发生在ｐＨ２～６范围内，是带负电荷的土壤无机胶体和有机胶体对阳离子的吸附。
这种吸附是由静电引力产生的非专性吸附。
带正电荷的土壤胶体可交换吸附以ＣｒＯ４２－、ＨＣｒＯ４－、Ｃｒ２Ｏ７２－形式存在的铬阴离子，如土壤中带正电荷的氯化铁或水合氧化铁胶体对Ｃｒ（Ⅵ）的吸附能力很大。
土壤有机质的主体腐殖质其上有许多功能团－ＣＯＯＨ、－ＮＨ２、苯酚官能团［７］等，因此Ｃｒ（Ⅲ）与有机质容易产生络合－螯合反应，形成化学黏合剂，使Ｃｒ（Ⅲ）被牢固的吸附住，可以增加了土壤中铬（ＩＩＩ）的吸附量［８］，这种吸附就是Ｃｒ的专性吸附。
铁矿石的砷含量分析与控制
铁矿石砷含量的分 析方法
原子吸收光谱法：通过测量砷原子的吸收 光谱来测定砷含量
火焰原子吸收光谱法：通过测量砷原子在 火焰中的吸收光谱来测定砷含量
电感耦合等离子体质谱法：利用等离子 体产生的离子束轰击样品，产生离子， 通过质谱仪分析离子的质荷比和相对丰 度来测定砷含量
石墨炉原子吸收光谱法：通过测量砷原子 在石墨炉中的吸收光谱来测定砷含量
原子吸收光谱法：快速、准确，适用于大批量样品检测 电感耦合等离子体质谱法：灵敏度高，适用于微量砷含量检测 液相色谱-质谱联用法：分离效果好，适用于复杂样品中砷含量检测 微波消解-原子荧光光谱法：操作简便，适用于现场快速检测
砷资源循环利用技术的概念和意义
砷资源循环利用技术的主要方法
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原理：利用等离子 体产生的高温和强 磁场，使样品离子 化并形成离子束
优点：灵敏度高， 检测限低，适用于 复杂样品的分析
应用：广泛应用于 铁矿石砷含量的测 定
注意事项：样品处 理和仪器参数设置 是关键，需要严格 按照操作规程进行
铁矿石砷含量的控 制措施
选择低砷含量的铁矿石原 料
优化开采和选矿工艺，降 低砷含量
砷资源循环利用技术的发展历程
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砷资源循环利用技术的发展趋势和 挑战
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汇报人：
器官损伤
控制铁矿石中 的砷含量，可 以降低对人体
健康的危害
砷是一种有毒物质，对人体健康和环境都有害 铁矿石中的砷含量过高，可能会导致环境污染和生态破坏 控制铁矿石中的砷含量，可以减少对环境的影响，保护生态环境 砷含量的控制还可以降低生产成本，提高产品质量
砷含量过高会导致钢铁产品出现脆性，影响其强度和韧性 砷含量过高会导致钢铁产品出现腐蚀现象，影响其使用寿命 砷含量过高会导致钢铁产品出现焊接性能下降，影响其加工性能 砷含量过高会导致钢铁产品出现颜色变化，影响其外观质量
二段铁盐沉淀深度脱除高浓度含砷废水中的砷
电催化氧化技术处理煤气化废水 滕科均"陈月芳"张馨月"陈凯华"李"明"潘建通&&%&
大气污染防治
生物滴滤塔净化苯乙烯废气的强化启动及工艺性能 杨百忍"王丽萍"梁煜新"丁"成&&#% 8.)*-改性活性焦催化剂低温 :*<性能 谭"月"杨"柳"盛重义"周爱奕"单云霞"胡宇峰&&#& 滤袋长度对袋式除尘器内流场影响的数值模拟研究 丁倩倩"李珊红"李彩亭"唐"奇"王娅曼"郭"威&&$# 焙烧温度对层柱粘土催化剂 *+ 7L=)A@H*>催化丙烯还原 B4反应的影响 王琪莹"刘自力"邹汉波"吴俊荣&&$2 国产活性炭喷射去除大型城市生活垃圾焚烧发电厂烟气中的二恶英
低能耗印染废水处理工艺与运行条件 王学华"刘"峰"王"浩"黄"勇&(22
镉和磷酸根离子在铝柱撑膨润土上的协同吸附 李芳郴"罗岳平"陈"镇"戴友芝"葛"飞"许"银&(6$
KD),-./0. 氧化法降解有机氟废水
G$ ,-4( 去除水体中的邻仲丁基 (1)二硝基苯酚 曹"刚"罗"恺"邵基伦"李紫惠"李明玉"任"刚&(%' 基于单质硫回收的高含硫废水氧化 王"兵"王"丹"李永涛"任宏洋"岳"丞"罗东宁"林"奇&(%6
土壤环境中的纳米颗粒
土壤环境中的纳米颗粒摘要土壤包含了许多在至少一个维度上处于纳米级或者胶体范围（<100 nm）内的无机和有机颗粒，众所周知的粘土矿物，金属氧化物，以及腐殖质。
虽然在火山灰土壤中包含有大量的水铝英石和伊毛缟石，但实际上仅有一小部分纳米颗粒在土壤中以离散实体存在。
举例来说，土壤中的有机胶体主要和它们的无机部分相连或者以膜的形式覆盖在矿物表面。
鉴于此，土壤纳米颗粒的分离和提取是极其困难的，而且提取率通常很低，同样地，提取出的土壤纳米颗粒表征需要先进的分析方法和光谱技术。
由于纳米颗粒巨大的比表面积和存在的表面缺陷（surface defects）及错位现象，导致土壤纳米颗粒与外部溶质分子反应剧烈。
近些年研究的焦点已经集中于纳米颗粒与环境污染物的相互作用，以及对环境污染物迁移、形态、生物有效性的影响。
引言土壤科学中，“黏粒”通常指粒径小于2um等价当量球径的土壤颗粒（e.s.d）。
因此土壤化学及矿物学者将“黏粒”包括纳米颗粒（<100 nm）也划归入土壤胶体颗粒中（1-1000nm）。
纳米级或者纳米粒径（~10-9m）这个概念早随19世纪60年代胶体科学这一重大科学概念的提出而提出，但纳米粒子并没有被深入研究，直到近20年才逐渐被人们重视，在此之前这些粒子通常被称为“细颗粒”、“亚微细米”或“极微小颗粒”。
词前缀“nano”（诸如nanocomposite，nanomaterial，nanoscience和nanotechnology）现在常常出现于土壤科学杂志中（Navrotsky 2003），例如岩石风化被称为“纳米级腐蚀”和把土壤称作“一个复杂的纳米级材料体系——混合了不同粒径的有机、无机、生物各类材料”，在它上面发生了“纳米级别营养物、污染物、有机物、重金属的运输”。
纳米颗粒的一个重要性质是它极大的比表面积，这个性质使得把它和其他宏观颗粒区分开来，例如在10nm以下时矿物的溶解度随粒径的减小而出现陡增的现象（Banfield and Zhang 2001；Hochella 2002）；类似的关系还包括颗粒比表面积与粒径，利用测试方法得知粒径为3.5-5.0nm的水铝英石球状微粒的比表面积可以达到900m2/g（Wada 1989），此外，当纳米级结构离子和原子到达稳定晶体表面时，其活泼性质会导致晶体表面有序性失调以及化学键断裂，表面缺陷和位错产生的能量极易与外部溶质发生反应（比如养分离子和有机质）（Hochella et al 2008），同样地，一般黏粒都具有高密度的缺陷性结构，导致其成核先于整体结晶（Meunier 2006）。
砷污染土壤原位钝化材料修复效果及机制的研究进展
砷污染土壤原位钝化材料修复效果及机制的研究进展砷是一种常见的污染物，存在于土壤、水体和大气中。
由于其毒性和潜在的健康风险，砷污染引起了广泛关注。
砷的主要污染源包括煤矿开采、燃煤、农药使用、矿山废水以及工业废水排放等。
砷污染对环境和人类健康造成了严重的影响，因此修复砷污染土壤成为了一项紧迫的任务。
一、原位钝化材料的选择及应用原位钝化材料是指在砷污染土壤中直接添加一定的钝化剂，通过与砷形成稳定的化合物或络合物，降低砷的毒性和迁移性，从而实现土壤修复的目的。
目前常用的原位钝化材料包括磷酸盐、氧化铁、硫化物、有机物质等。
这些材料能够与土壤中的砷形成稳定的络合物或沉淀物，降低砷的活性，减少其在土壤中的迁移和生物有效性。
原位钝化材料的选择应根据具体的砷污染土壤特点进行。
对于酸性土壤中的砷污染，磷酸盐类材料可以有效与土壤中的砷形成难溶的磷酸盐矿物，从而减少砷的活性；对于中性或碱性土壤中的砷污染，氧化铁或硫化物类材料则更为适用。
原位钝化材料的应用方式也包括直接撒布在土壤表面、混合拌入土壤中以及喷洒到土壤表面等多种方法。
二、原位钝化材料修复效果研究表明，原位钝化材料在砷污染土壤修复中具有良好的应用效果。
一些实验研究发现，利用磷酸盐类材料进行原位钝化处理后，土壤中砷的生物有效性显著降低，对植物和土壤生物的毒性也得到了明显减轻。
一些野外修复实践也证实了原位钝化材料在砷污染土壤修复过程中的有效性，土壤中砷的浓度和迁移性明显下降，修复效果较为显著。
原位钝化材料在修复砷污染土壤中的机制是多方面的，涉及到物理、化学和生物等多个层面的过程。
通过深入研究原位钝化材料的修复机制，可以更好地指导其在砷污染土壤修复中的应用，并为其进一步的优化和改进提供科学依据。
四、原位钝化材料的发展趋势1. 新型原位钝化材料的研发。
目前已有一些原位钝化材料被证实在砷污染土壤修复中具有良好的效果，但也存在着一些局限性，如应用范围有限、持久性不够等。
需要进一步研发新型的原位钝化材料，以满足不同土壤类型和砷污染程度的修复需求。
铁基稳定化材料在重金属污染土壤修复中的应用
2022年 第10期 广 东 化 工 第49卷 总第468期 · 119 ·铁基稳定化材料在重金属污染土壤修复中的应用李也(同济大学 环境科学与工程学院，上海 200092)[摘 要]土壤重金属污染形势日益严峻，严重影响人类身体健康。
铁基稳定化材料可有效稳定土壤重金属。
本文从稳定化机理、材料理化性质等方面对铁基稳定化材料进行了介绍，并在最后对实际工程案例进行了分析。
希望为铁基稳定化材料在土壤重金属稳定化领域的应用提供有用信息。
[关键词]土壤；重金属；铁基材料；土壤修复；固化/稳定化[中图分类号]TQ [文献标识码]A [文章编号]1007-1865(2022)10-0119-03Application of Iron-based Stabilization Materials in Remediation of Heavy Metal Contaminated SoilLi Ye(Tongji University, College of Environmental Science and Engineering, Shanghai 200009, China)Abstract: The situation of soil heavy metal pollution is becoming more and more serious, which seriously affects human health. Iron based stabilization materials can effectively stabilize heavy metals in soil. This paper introduces the iron-based stabilized materials from the aspects of stabilization mechanism and physical and chemical properties of materials, and analyzes the actual engineering cases. Hope to provide useful information for the application of iron-based stabilization materials in the field of soil heavy metal stabilization.Keywords: soil ；heavy metals ；iron-based materials ；soil remediation ；solidification/stabilization1 绪论土壤重金属污染及其治理近年得到广泛关注。
铁基材料修复重金属污染农田土壤的研究进展
• 116 •有色金属（冶炼部分）（h t t p://ysyl.bgri2021年第3期doi： 10. 3969/j. issn. 1007-7545. 2021. 03. 018铁基材料修复重金属污染农田土壤的研究进展黄剑、陈涛1>2,程胜1，蒋少军1，晏波1_2(1.华南师范大学环境研究院，广东省化学污染与环境安全重点实验室，广州510006;2.华南师范大学环境学院，广州510006)摘要：铁基材料可通过降低重金属的有效态比例.降低t壤重金属的生物可利用性，控制重金属毒性危害，具有来源广、生产成本低、稳固效果优良等优势。
参阅国内外相关文献.对铁基材料在农田土壤修复过程中存在的作用机理如吸附沉淀、还原、氧化等，以及影响因素如土壤水分、p H、有机质含量和离子竞争等进行了阐述。
对铁基材料在土壤重金属污染的修S潜力以及未来研究方向进行了相关展望。
关键词：铁基材料；土壤重金属修复；作用机理；影响因素中图分类号：X53文献标志码：A文章编号：1007-7545(2021)03-0116-06Research Progress of Iron-based Materials Remediationof Heavy Metal Contaminated Farmland SoilHUANG Jian' ,CHEN Tao K2,CHENG Sheng1 ,JIANG Shao-jun1,YAN Bo1-2(1.G u a n g d o n g P r o v i n c i a l K e y L a b o r a t o r y o f C h e m i c a l P o l l u t i o n a n d E n v i r o n m e n t a l S a f e t y.E n v i r o n m e n t a l R e s e a r c h I n s t i t u t e.S o u t h C h i n a N o r m a l U n i v e r s i t y,G u a n g z h o u510006,C h i n a；2.S c h o o l o f E n v i r o n m e n t,S o u t h C'h i n a N o r m a l U n i v e r s i t y.G u a n g z h o u510006，C h i n a)Abstract ：Iron-based materials can reduce effective state heavy metals proportion and heavy metals bioavailability in soil,and control heavy metals toxicity.There are advantages of wide source,low production cost and good stable effect.Operation mechanism of iron-based materials during soil heavy metals remediation such as adsorption,precipitation,reduction,oxidation,as well as influencing factors such as soil moisture,pH value，organic content and ion competition were summarized and discussed though referring to domestic and overseas literatures.Potentiality and future research direction of iron-based materials remediation in heavy metal contaminated soil were expected.Key w ords：iron-based materials；soil heavy metals remediation；action mechanisms；influence factors工业化和城市化，特别是采矿及冶炼生产导致大量重金属迁移至土壤中，造成了严重的土壤重金属污染。
作用机理研究
“作用机理研究”资料合集目录一、难选胶磷矿浮选新药剂试验及作用机理研究二、雌激素水平低下对学习记忆的影响与益智方的作用及作用机理研究三、减氮配施生物炭对棉花根际土壤环境及根系发育的影响及作用机理研究四、硒蛋白S靶向Uba52调控YAP介导M1极化在小鼠溃疡性结肠炎发病中的作用机理研究五、富水破碎带新型注浆材料特性与固岩作用机理研究及工程应用六、高校图书馆知识服务效能影响因素及其作用机理研究难选胶磷矿浮选新药剂试验及作用机理研究随着全球对矿产资源需求的日益增长，难选胶磷矿的开采和利用显得尤为重要。
由于其复杂的矿物组成和物理化学性质，传统的浮选方法往往难以实现高效、环保的分离。
因此，探索新型浮选药剂及其作用机理成为解决这一问题的关键。
本文将对难选胶磷矿浮选新药剂的试验及作用机理进行深入研究。
针对难选胶磷矿的特点，我们选取了几种具有潜力的新药剂进行试验。
这些药剂主要涉及有机和无机化合物，它们在矿物表面的吸附和反应性能对浮选效果起着决定性作用。
为了确定最佳的药剂浓度和配比，我们进行了大量的单因素和正交试验。
通过对比不同条件下的浮选效果，发现适宜的药剂浓度和配比能够有效提高胶磷矿的回收率。
试验采用常规的浮选流程，包括破碎、磨矿、调浆、浮选等步骤。
在每个步骤中，记录相关参数，并对最终的浮选效果进行评估。
为了深入了解药剂在矿物表面的作用机理，我们采用了表面张力、Zeta电位等手段对药剂处理后的矿物表面性质进行表征。
结果表明，新药剂在矿物表面形成了较强的化学键合，从而增强了矿物颗粒在水中的分散性和可浮性。
通过对比不同矿物在药剂作用下的浮选行为，我们发现新药剂对胶磷矿具有较强的选择性。
这主要归因于药剂与矿物表面的相互作用差异，使得胶磷矿在浮选过程中具有更高的优先性。
除了选择性分离外，新药剂还具有一定的活化与抑制作用。
在适宜的药剂浓度下，胶磷矿得到活化，从而提高其可浮性；而不利于浮选的杂质则受到抑制，降低其对胶磷矿浮选的干扰。
《2024年施氏矿物制备及其对As(Ⅲ)的吸附性能和机理研究》范文
《施氏矿物制备及其对As（Ⅲ）的吸附性能和机理研究》篇一一、引言随着工业化和城市化的快速发展，水体中的重金属污染问题日益突出。
砷（As）作为常见的有毒重金属之一，在环境中广泛存在且对人体健康造成极大威胁。
因此，有效去除水中的As（Ⅲ）已成为环境保护领域的重要课题。
施氏矿物作为一种天然矿物材料，因其具有较高的比表面积和丰富的活性位点，被广泛应用于重金属离子的吸附处理。
本文旨在研究施氏矿物的制备方法及其对As（Ⅲ）的吸附性能和机理，为实际水处理工程提供理论依据。
二、施氏矿物制备施氏矿物制备主要包括原料选择、混合、煅烧等步骤。
首先，选择合适的原料如粘土、石灰石等，按照一定比例混合均匀；然后，在高温下进行煅烧，使原料中的物质发生化学反应，形成施氏矿物。
在制备过程中，可以通过调整原料比例、煅烧温度和时间等参数，控制施氏矿物的形貌、孔隙结构和化学组成。
三、施氏矿物对As（Ⅲ）的吸附性能1. 实验方法采用静态吸附法研究施氏矿物对As（Ⅲ）的吸附性能。
首先，将施氏矿物与含As（Ⅲ）的水溶液混合，在一定温度下进行吸附反应；然后，通过离心分离得到吸附后的施氏矿物和上清液，测定上清液中As（Ⅲ）的浓度。
根据吸附前后的As（Ⅲ）浓度变化，计算施氏矿物对As（Ⅲ）的吸附量。
2. 实验结果与分析实验结果表明，施氏矿物对As（Ⅲ）具有较好的吸附性能。
随着施氏矿物投加量的增加和反应时间的延长，As（Ⅲ）的去除率逐渐提高。
此外，pH值、共存离子等因素也会影响施氏矿物对As（Ⅲ）的吸附性能。
在适宜的条件下，施氏矿物能够有效地去除水中的As（Ⅲ）。
四、吸附机理研究1. 表面化学作用施氏矿物表面含有丰富的活性位点，能够与As（Ⅲ）发生表面化学作用。
在吸附过程中，As（Ⅲ）与施氏矿物表面的活性位点发生配位反应，形成稳定的络合物。
这种表面化学作用是施氏矿物吸附As（Ⅲ）的主要机制之一。
2. 静电吸引作用施氏矿物的表面电荷性质使其能够通过静电吸引作用吸附带电的As（Ⅲ）。
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砷酸盐在针铁矿上的界面作用过程及磷酸盐竞争吸附影响的试验和模拟研究杨智;谢先军;皮坤福【摘要】利用铁矿物吸附修复高砷地下水是环境领域的研究热点.通过试验和模拟对砷酸盐在针铁矿上的界面作用过程及磷酸盐的竞争吸附影响进行了研究.结果表明:砷酸盐和磷酸盐的吸附效果随pH值的增加而下降,在pH值大于针铁矿零点电位时,砷酸盐和磷酸盐的吸附效果随离子强度的增加而增加;砷酸盐在铁氧化物上的结合能力要强于磷酸盐,砷酸盐在针铁矿上的吸附形态主要以去质子化单核单齿的内层络合物＞ FeAsO42-为主.最后,利用红外数据对砷酸盐的吸附机理进行了验证.【期刊名称】《安全与环境工程》【年(卷),期】2017(024)006【总页数】8页(P62-69)【关键词】砷酸盐;磷酸盐;界面作用;竞争吸附;吸附形态;针铁矿;扩散层模型【作者】杨智;谢先军;皮坤福【作者单位】中国地质大学(武汉)环境学院,湖北武汉430074;中国地质大学(武汉)环境学院,湖北武汉430074;中国地质大学(武汉)环境学院,湖北武汉430074【正文语种】中文【中图分类】X523砷(As)是一种对生态环境和人类健康极其有害的有毒类金属元素。
高砷地下水在全世界范围内分布，单在中国就有约230万人受到高砷地下水的影响[1]。
长期饮用砷含量高于10 μg/L的水会导致一系列疾病[2]。
目前对高砷水的修复主要采用经济实惠的吸附处理方式，而利用铁氧化物吸附高砷水已得到广泛应用[3]。
砷在铁氧化物上的吸附主要受固体表面特征和溶液中共存离子的影响。
如砷在不同的铁氧化物如针铁矿、水铁矿上具有不同的饱和吸附量，除铁矿物的结晶程度、表面积不同之外，铁氧化物的零点电位的不同也会导致砷的吸附效率存在较大差异[4]。
此外，水体中的共存离子会对砷在铁氧化物上的吸附起到促进或抑制效果[5]，其中磷酸盐被认为是水中最主要的砷的竞争吸附离子，磷酸盐在水中可形成去质子化的含氧阴离子，其吸附行为与砷相似，通过占据铁氧化物上的吸附点位来对砷的吸附行为进行抑制[6]。
近些年，许多学者对砷在针铁矿上的吸附过程进行了大量的试验研究，磷酸盐对砷的竞争吸附过程也受到了广泛的关注，并运用表面络合模型很好地拟合了吸附试验结果，同时对不同条件下砷的吸附效果进行预测[7]。
但多数试验和模拟过程只关注最终吸附的结果，而对砷在铁氧化物上的吸附机理没有做出很好的解释。
因此，本文通过单组分的砷酸盐和磷酸盐在无定型针铁矿上的吸附试验以及两者之间的竞争吸附试验，运用扩散层模型(Diffusion Layer Model,DLM)对吸附试验数据进行了拟合，进一步分析砷酸盐铁氧化物上的物质吸附组分、形态变化过程，并通过红外数据对模拟结果进行了验证，以便更好地了解砷在铁氧化物上的吸附效果和机理。
1.1 试剂准备试验中使用的砷酸盐和磷酸盐溶液通过溶化一定量的Na2HAsO4·12H2O 、NaH2PO4·2H2O试剂后用去离子水稀释得到。
铁氧化物则通过NaHClO氧化F eSO4·7H2O形成沉淀。
通过1 mol/L HNO3和1 mol/L NaOH 溶液调节溶液pH值。
以NaNO3为背景电解质溶液。
所用药品试剂均为分析纯。
1.2 铁矿物合成以原位注入除砷试验方法为基础[8]，配置含5 mmol/L FeSO4·7H2O、2.5mmol/L的NaClO混合溶液(有效氯含量gt;6%) 10 L于塑料桶中，通过搅拌器不断搅拌2 d，静置24 h后倒去上层清液对剩余悬浊液以3 500 r/min离心15 min，得到的固体在40℃下低温烘干即为所需铁氧化物/氢氧化物固体，研磨过200目筛子后保存。
使用前将铁氧化物颗粒用去离子水清洗至其电导率与去离子水一致，再次低温烘干，密封保存待用。
1.3 电位滴定试验电位滴定试验中假设氢离子(H+)和氢氧根离子(OH-)仅受到固体表面电势影响，通过计算吸附的质子量(如在矿物表面消耗的氢离子和氢氧离子之和)可以得到固体表面电荷的变化。
电位滴定试验中设置铁氧化物浓度为2.5 g/L。
滴定试验前将干燥后的铁氧化物(过200 mm×325 mm的筛子)0.25 g加到100 mL离子强度(I)分别为0.001 mol/L、0.01 mol/L、0.1 mol/L的NaNO3溶液中并设置25℃恒温条件，在200次/min摇床中振荡2 d，使铁氧化物与溶液充分反应并达到pH值平衡，并将溶液中通入高纯度N2 24 h。
滴定试验过程中用磁力搅拌器搅拌溶液，充分混合滴加的酸碱溶液并防止颗粒物聚集，并始终通入N2以防止空气中CO2进入影响pH值的稳定。
滴定开始时逐渐加入微小剂量的标准的0.1 mol/L NaOH 溶液，将pH值调至10～11，然后再次添加标准的0.1 mol/L HNO3溶液使pH值降到5以下，并记录每次添加的酸碱溶液的用量。
每次酸碱溶液添加之间，间隔5 min使溶液达到平衡再测量其pH值[9]。
1.4 吸附试验与测试方法吸附批试验均在50 mL离心管中完成，以NaNO3为背景电解质溶液，通过设置pH值范围为3～11以及不同离子强度、不同砷酸盐和磷酸盐浓度，使反应溶液总体积为40 mL，准确称量并向溶液中添加铁氧化物使浓度为0.25 g/L，在摇床中设置25℃下200次/min振荡5 d，使吸附反应完全达到吸附平衡。
吸附平衡后将离心管取出并在离心机中以3 000 r/min离心15 min，然后将上层水样通过0.45 μm树脂滤膜过滤后于4℃低温保存，固体在室温条件下自然阴干后密封保存待测。
试验中使用的离心管等材料在使用前均用5%的HNO3溶液浸泡2 d后用去离子水洗涤并烘干。
水样的pH值采用哈希HQ-D400仪测量；水样的砷浓度采用北京吉光AFS-2202仪测定；磷酸根离子浓度采用哈希DR-2800分光光度计测定[10]；固体BET分析采用全自动比表面积仪(美国Micromeritics公司)测量；FTIR分析采用傅里叶红外光谱仪(美国赛默-飞世尔有限公司)测量；XRD分析采用X射线粉晶衍射仪(德国Bruker AXS D8-Focus)测量。
2.1 铁氧化物性质将硫酸亚铁与次氯酸钠溶液按5∶1的摩尔浓度添加到去离子水中，在持续的搅拌过程中硫酸亚铁快速溶解，二价铁离子(Fe2+)被ClO-迅速氧化，铁氧化物在溶液中形成棕褐色悬浮液，形成了无定型的针铁矿和一些氢氧化铁胶体[8]。
铁氧化物表面特征的XRD和FTIR分析见图1。
由图1(a)可见，制备的铁氧化物的矿物相并没有明显的衍射峰存在，说明该铁氧化物结晶程度较低。
由图1(b)可见，在波数为1 000 cm-1、1 610 cm-1处存在明显的Fe-O-H的弯曲振动吸收，说明该铁氧化物中存在羟基结构；此外，在波数为3 000 cm-1处还存在水的羟基及铁氧化物的结合羟基[11]，表明制备的铁氧化物为富含羟基的无定型针铁矿。
采用BET方法测量铁氧化物的比表面积，得到比表面积为184.67 m2/g。
电位滴定试验中铁氧化物通过吸附对溶液pH值变化起到缓冲作用，因此通过不同离子强度的背景电解质溶液得到的滴定数据曲线的交点pH值即为该固体零点电位的pH 值(即pHzpc值)[12]。
根据下式可以得到固体表面电位(电荷密度)与pH值之间的关系[9]：σ0=()()式中:σ0为固体表面电位(C/m2)；F为法拉第常量(C/mol)，F=96 485 C/mol；As为固体比表面积(m2/g)；m为电位滴定试验中使用的铁氧化物浓度(g/L)；[H+]、[OH-]为pH计测得的溶液中氢离子、氢氧根离子的浓度(mol/L)，其中[H+]=10-pH，[OH-]=10(pH-14)；Ca、Cb分别为溶液中酸和碱的总浓度(mol/L)。
当铁氧化物浓度为2.5 g/L，且背景电解质溶液(NaNO3溶液)的离子强度(I)分别为0.001 mol/L、0.01 mol/L和0.1 mol/L时，可得到不同pH值条件下针铁矿表面电位的变化，见图2。
由图2可以发现，试验中铁氧化物pHzpc值在7.5左右。
2.2 表面络合模型及反应平衡常数砷酸盐在针铁矿上的吸附形态存在争议[13]，但其在针铁矿表面主要形成内层络合物。
在较低的砷酸盐表面覆盖条件下，砷酸盐在针铁矿上以单配位体的内层吸附方式存在，由于砷、磷的化学性质相似，本文选取扩散层模型(DLM)对试验数据进行拟合，模型中砷酸盐和磷酸盐均以单齿内层络合形式吸附在铁氧化物表面上，吸附形式的状态完全取决于溶液pH值的变化而出现非、单、双质子化形式的单齿内层吸附形式[14]，具体吸附形态及决定吸附形态组成的各平衡反应表面络合常数见表1[15]，其中砷的吸附形态gt;FeOHAs随着pH值的增加而逐渐增加，在碱性条件下成为砷酸盐主要的吸附形态。
DLM模型通过对大量文献中试验数据的拟合，以含水氧化铁、锰氧化物、针铁矿和水铝矿为吸附剂建立了丰富的阴阳离子吸附数据库[16-17]。
在DLM模型中，设置了强吸附能力和弱吸附能力的吸附点位，总的点位密度为2.31 site/nm2，其中强吸附点位占据总吸附点位的2.5%，弱吸附点位则占据总吸附点位的97.5%。
DLM模型拟合过程中背景电解质离子并不参与铁氧化物表面的吸附反应，模拟过程通过VISUAL MINTEQ软件对吸附试验数据进行拟合[15,18]，通过改变模型中固体表面特征参数即为本试验铁氧化物特征值，并运用模型解析吸附过程中发生的吸附行为。
2.3 磷酸盐和砷酸盐的吸附2.3.1 砷和磷的吸附过程砷和磷的吸附受到pH值的极大影响。
其中，在pH值lt;7.5时，砷酸盐在3种浓度(0.5 mg/L、1.0 mg/L和1.5 mg/L)下均可被完全吸附，因此本文给出了pH值gt;7.5时，不同浓度砷酸盐在pH值影响下对砷的吸附效果及DLM模型拟合结果，以及不同浓度磷酸盐在pH值影响下对磷的吸附效果及DLM模型拟合结果，见图3和图4。
由图3可见，当pH值继续增加时，砷酸盐的吸附量随pH增加而下降。
由图4可见，当磷酸盐浓度为0.7 mg/L时，可被铁矿物完全吸附而不受pH值的影响；当磷酸盐浓度为3.5 mg/L时，磷酸盐的吸附受pH值的影响明显，其吸附效果随pH值的增加呈下降趋势，磷酸盐最大吸附量可达0.06 mmol/m2。
由图3和图4可见，DLM模型对于低pH值、低浓度砷酸盐和磷酸盐吸附过程的模拟效果较好，但随着pH值增加特别是当pH值gt;pHzpc值时，模拟结果出现偏差，模型低估了强碱性条件下砷酸盐和磷酸盐在铁氧化物上的吸附效果。
此外，由图3可见，在不同砷酸盐浓度条件下砷的吸附效率开始降低的pH值并不相同。