2. 河南工程学院煤化工资源综合利用与污染治理河南省工程实验室, 河南 郑州 451191
2. Henan Engineering Laboratory of Pollution Control and Coal Chemical Resources Comprehensive Utilization, Henan Institute of Engineering, Zhengzhou 451191, China
砷在矿业、制造业、化工产业等生产生活领域广泛被使用, 并能通过各种物理化学过程得以转化,以各种形态存在于环境中。长期持续性摄入高砷水, 可对人体健康造成一定程度的危害, 其临床医学主要表现为肝脏受损、心脏及神经血管相关疾病发病率增加及手掌角质化等。美国环境保护署及美国疾病控制与预防中心(CDC)将砷列为环境A类致癌物质[1], 但砷的含量标准却存在一定的地域性差异, 世界卫生组织及美国环境保护协会都将饮用水中ρ(砷)标准定为10 μg·L-1, 若按此标准计算, 我国饮用地下水超过该标准的人口预计达数千万[2]。
以蒙脱石为代表的黏土矿物已被许多学者作为吸附剂采用。它是一种层状结构、片状结晶的水铝硅酸盐黏土矿物, 在自然界中分布广泛, 种类繁多, 藏量丰富, 颗粒细小, 直径约0.2~1.0 μm, 具胶体分散特性, 有很强的吸附和离子交换能力。但由于黏土矿物表面硅氧结构具有较强的亲水性, 在溶液中极易膨胀和悬浮, 会对后续的沉降造成困难, 且天然蒙脱石比表面积较小, 层间阳离子键强度较弱, 因此往往需要通过有机、无机及酸活化改性后用于重金属废水的处理[3]。
以铁氧化物为主的吸附剂被广泛用于含砷水的处理[4-5]。根据Fe-As-H2O系Eh-pH图, 当pH值>3时, As(V)可与Fe3+生成FeAsO4沉淀, 使AsO43-从溶液中脱除。此外, 高价铁盐除了作为絮凝吸附剂外, 还对As(Ⅲ)具有一定的氧化功能。但由于铁在溶液中常以离子态形式存在, 加入过多的铁剂容易形成过多的絮凝体, 不仅影响饮用水浊度, 还可能导致水中铁离子超标, 增加后续处理难度。
目前, 已有有关以添加铁盐为基础的改性蒙脱石对水中As(Ⅴ)去除的研究。由于地下水的还原环境, 水中90%以上的As以As(Ⅲ)形式存在。因此, 笔者主要针对前人成果进行有关补充性研究, 开展了对As(Ⅲ)相关吸附动力学和等温吸附实验研究。结果表明, 改性蒙脱石具有不同于铁氧化物和蒙脱石的特殊性能, 可有效去除水中As(Ⅲ), 具有一定的应用价值。
1 材料与方法 1.1 仪器与试剂仪器:AFS-830双道氢化物发生原子荧光光谱仪及配套分析软件、奥立龙868pH计、CS101电热鼓风干燥箱(重庆四达仪器有限公司恒达仪器厂)、浊度仪、Quanta 250扫描电子显微镜。
试剂:1.369 9 mol·L-1HCl、1.25 mol·L-1NaOH、蒙脱石、硫脲、抗坏血酸、氢氧化钾、硼氢化钾、FeCl3·6H2O、CaCl2、MgCl2、KNO3、Na2SO4、Na3PO4·12H2O。
蒙脱石:将块状蒙脱石用球磨机充分磨碎, 与蒸馏水以1:10的体积比混合制浆, 浆液在离心机中以1 000 r·min-1的速率离心1 h(离心半径为30 cm), 弃上清液及底部杂质, 分离出蒙脱石浆液; 烘干研磨, 过100 mm孔径筛。
铁氧化物:将FeCl3·6H2O溶解后用NaOH和HCl将溶液调至中性, 用去离子水将沉淀物洗几遍, 去除水中NaCl成分, 50 ℃恒温烘干, 研磨后过100 mm孔径筛。
改性蒙脱石复合物:取适量提纯蒙脱石于烧杯中, 加去离子水用搅拌器充分搅拌调节溶液至所需pH值, 配制成悬浮液。将此悬浮液缓缓倒入已制备好的铁离子溶液(FeCl3·6H2O制备)中, 用搅拌器充分搅拌均匀, 静置后离心, 弃去上清液将所得沉积物用蒸馏水冲洗若干次, 50 ℃恒温烘干, 研磨后过100 mm孔径筛, 得到铁含量不同的改性蒙脱石复合物。
砷标准储备液(1 000 mg·L-1):准确称取1.320 3 g As2O3, 用20 mL φ=10%的NaOH溶解(稍加热), 用水稀释, 以HCl中和至溶液呈弱酸性, 加入5 mL稀释后的HCl, 再用水定容至1 000 mL。此溶液砷含量为1 000 mg·L-1。
pH值调节剂:0.2 mol·L-1 HCl和0.5 mol·L-1 NaOH。
1.2 试验方法 1.2.1 不同配比的蒙脱石-铁氧化物复合体的吸附容量对比按照表 1制备5种不同配比的蒙脱石-铁氧化物复合体。
向预先准备好的5个100 mL聚四氟乙烯塑料瓶中依次加入0.025 g的5种不同质量比的复合体和ρ为500 μg·L-1的砷溶液50 mL; 摇匀, 将溶液pH值调至(7.0±0.1), 用恒温水浴振荡器振荡24 h后静置30 min, 取上清液, 用0.45 μm孔径微孔滤膜过滤后置于30 mL棕色玻璃瓶中保存, 用氢化物发生-原子荧光分光光度法(GB/T 5750.6—2006) 测定水中As(Ⅲ)浓度。用原子荧光分光光度计进行测定。
向预先准备好的100 mL聚四氟乙烯塑料瓶中加入50 mL ρ为500 μg·L-1的As(Ⅲ)溶液及蒙脱石、铁氧化物、4号改性蒙脱石复合物(以下简称复合物)各0.025 g。放入25 ℃恒温水浴振荡器中振荡, 分别在2、5、10、15、20、30、40 min和1、2、3、4、5、8、12、18、24 h取上清液, 用0.45 μm孔径微孔滤膜过滤后置于30 mL棕色玻璃瓶中保存, 待测。
1.2.3 蒙脱石、铁氧化物及蒙脱石-铁氧化物复合体对As(Ⅲ)的等温吸附对比向预先准备好的3组装有蒙脱石、铁氧化物、4号复合物各0.025 g的100 mL聚四氟乙烯塑料瓶(每组8个)中分别加入50 mL ρ为50、200、400、500、800、1 000、1 500、2 000 μg·L-1的As(Ⅲ)溶液。用恒温水浴振荡器振荡24 h后静置30 min, 取上清液, 用0.45 μm孔径微孔滤膜过滤后置于30 mL棕色玻璃瓶中保存, 待测。
1.2.4 蒙脱石、铁氧化物及改性蒙脱石-铁氧化物复合体的静态沉降向200 mL烧杯中加入150 mL ρ为500 μg·L-1的As(Ⅲ)溶液及蒙脱石、铁氧化物、4号复合物各0.075 g, 调节pH值至7.0左右, 用玻璃棒搅拌1 min以使溶液与吸附剂充分接触, 室温下静置。分别在0.5、1、2、3、4、6、8、10、和12 h时取溶液, 用浊度仪测定其浊度。
1.2.5 pH值对改性蒙脱石除砷的影响分别向预先准备好的5个100 mL聚四氟乙烯塑料瓶中加入ρ为500 μg·L-1的As(Ⅲ)溶液50 mL及蒙脱石、铁氧化物、4号复合物各0.025 g。调节pH值分别为5.0、6.0、7.0、8.0、9.0、10.0。25 ℃恒温水浴振荡器中振荡24 h后静置取上清液测定溶液中铁含量。然后取一定体积溶液用0.45 μm孔径微孔滤膜过滤, 置于30 mL透明玻璃瓶中保存, 以备测定砷含量, 在溶液取出半小时内测定pH值。
1.2.6 Ca2+、SO42-、NO3-、PO43-和Mg2+对改性蒙脱石竞争吸附As(Ⅲ)的影响用CaCl2、MgCl2、KNO3、Na2SO4、Na3PO4·12H2O分别配制ρ为1 000 mg·L-1的Ca2+、Mg2+、NO3-、SO42-和PO4 3-溶液, 用去离子水逐级稀释。分别配制含有一定浓度梯度的上述离子的砷溶液, 使得溶液中ρ(As)为500 μg·L-1, 调节pH值至7, 于25 ℃恒温振荡器中中速振荡24 h, 静置取上清液测试。
1.3 动力吸附过程模型Elovich动力学模型:揭示其他动力学方程所忽略数据的不规则性, 主要用于描述重金属吸附、解吸的动力学过程。适用于活化能变化较大的反应过程, 不适用于单一反应机理的过程。基本特点是吸附速率随固体表面吸附量的增加而呈指数下降。
$ {Q_t}{\rm{ = }}a{\rm{ + }}b\;{\rm{ln}}\;t。$ | (1) |
式(1) 中, Qt为t时间内固体颗粒对溶质的吸附量, mg·kg-1; t为反应时间, s; a和b为参数。
双常数速率模型(Freundlich方程):主要适用于反应较复杂的磷、砷、重金属的吸附和解吸动力学过程。在土壤砷、磷酸根吸附动力学过程中, 具有很高的拟合度。
$ {\rm{ln}}\;{\mathit{Q}_t} = \ln \;k + 1/m \cdot \;\ln \;t。$ | (2) |
式(2) 中, m为物理参数; k为速率常数。
Lagergren方程:主要是用来描述物质在颗粒内部扩散机制控制过程的动力学, 而对于液体膜内、颗粒表面的过程不适用。
$ t/{\mathit{Q}_t} = 1/{K_b}Q_{\rm{e}}^2 + t/{\mathit{Q}_{\rm{e}}}。$ | (3) |
式(3) 中,Kb为相对扩散系数; Qe为吸附量, mg·kg-1。
2 结果与讨论 2.1 不同配比的蒙脱石-铁氧化物复合体对As(Ⅲ)的去除效率比较图 1显示, 溶液中As(Ⅲ)的去除率与吸附剂中铁含量呈现良好的正相关性, 说明对水中As(Ⅲ)起主要吸附作用的是铁氧化物或者负载于蒙脱石表面的羟基铁[6]。这主要是由于铁盐水解产生Fe(OH)3, Fe(OH)3能够沉积在蒙脱石表面与砷化物发生吸附共沉淀作用, 形成Fe—O—As(OH)—O—Fe的双核架桥络合物, 与水中As离子发生配位交换, 这与任晓惠[7]的研究结果基本一致。
根据表 1所示的商品单价, 结合各种吸附剂的除砷效率, 可以算出铁氧化物、5种不同配比的复合物、蒙脱石的砷处理成本分别为4.08、0.95~3.57、和1.22元·g-1。
中原地区地下水质量调查结果显示, 污染地区地下水ρ(砷)为70~100 μg·L-1, 从去除效果和处理成本考虑, 选择能满足我国水质量标准规定的ρ(砷)(50 μg·L-1)且价格最低的4号复合物作为后续试验研究对象, 探讨其相关的除砷机制和动力学。
2.2 3种吸附剂对As(Ⅲ)的吸附动力学试验结果由图 2可看出, 3种吸附剂对As(Ⅲ)的吸附量随反应时间的延长逐渐增加直至饱和, 24 h可以看作平衡终点,且在整个过程中经历了较为明显的2个阶段。其中, 铁氧化物和蒙脱石对As(Ⅲ)的整个吸附过程在反应开始的前60 min内就达到与自身吸附能力相比的较高吸附水平, 而复合物4则在60 min后仍呈现缓慢增加趋势。
3种吸附剂在吸附稳定后的吸附量分别为0.252、0.72和0.908 mg·g-1。尽管复合物4中蒙脱石与FeCl3·6H2O的质量比为10:1, 但其对水中As(Ⅲ)的吸附能力远高于蒙脱石和铁氧化物单独作用的效果。在复合物对As(Ⅲ)的去除中, 铁氧化物的贡献率占70%~80%左右, 起主导作用。
Lagergren速度模型对蒙脱石、烘干铁氧化物、复合物4的拟合效果较好(图 3),而Elovich方程和Freundlich方程的拟合效果较差。采用Lagergren速度模型得到3种吸附剂的吸附动力学模型分别为t/Qt=54.43+3.964 t(蒙脱石),t/Qt=57.85+1.379 t(复合物4),t/Qt=15.39+1.091 t(铁氧化物)。进一步求解得3种吸附剂的反应速率常数k分别为1.169×10-3、9.09×10-3和0.055, 达到平衡的饱和吸附量Qe分别为0.252、0.725和0.916 mg·g-1, 与实际反应结果基本相符。Lagergren方程拟合最优说明吸附过程受到扩散机制的制约, 该方程可应用于沉积物吸附动力学过程的模拟。
改性前后的蒙脱石均具有不规则的表面形态。原蒙脱石颗粒较大, 聚集成团块或花絮状集合体, 片体较厚。改性后的蒙脱石表面较紧致, 出现了一些较小的絮状颗粒, 这直观地印证了羟基铁主要分布在蒙脱石表面。图 4为3种吸附剂对As(Ⅲ)溶液反应前后的扫描电镜图, 反应后表面有了很大变化:原有的孔隙被絮状体填满, 大孔明显减少, 絮状体的分布比较均匀。
图 5表明, 随着As(Ⅲ)初始浓度的增大, 3种吸附剂的吸附量均逐渐增加。图 6显示, 吸附剂对溶液中As(Ⅲ)的吸附量与平衡浓度呈现出良好的相关性。
用3种模型对3种吸附剂进行拟合对比, 发现Freundlich吸附等温线模型与3种吸附剂的拟合情况最好, 线性等温吸附模型次之, Langmiur模型拟合程度最差。这是由于吸附剂表面存在固定的有效吸附点位[8], 当其被完全占据时, 便不再吸附其他离子。此时水中污染物浓度可以称为“突破”浓度, 在该浓度条件下环境中的物质不再具备延迟或阻止它们迁移转化的能力[9]。将数据分别代入Freundlich吸附模型方程进行拟合, 具体方程和参数见图 7。
k是与最大吸附量有关的常数, 其大小可以在一定程度上作为吸附容量的指标, 决定曲线的形状; Freundlich等温系数α值与溶质和吸附剂表面脱落的溶剂分子数的比值有关, 可以作为表征吸附作用力强度的指标[10]。3种吸附剂的α均大于1, 说明在选取的整个研究范围内有利于反应进行。对比铁氧化物、复合物4、蒙脱石吸附等温线的k和α值, 发现随着吸附剂中铁氧化物含量的降低, k和α值减小, 即吸附容量减小, 吸附作用力减弱。但不同吸附剂k值并不能代表吸附容量的相对大小, 不同吸附剂α的比值也不能代表吸附能力的相对大小。3种吸附剂吸附容量、吸附能力的量化比较还待进一步讨论。
2.4 蒙脱石、铁氧化物及复合物4的静态沉降对比由图 8可知, 复合物的沉降速率明显优于铁氧化物和蒙脱石。
蒙脱石颗粒细小, 具有胶体分散特性, 容易吸水膨胀, 沉降性能差。铁氧化物虽然颗粒细小, 但密度较大, 理论上应较复合物容易沉降。然而试验却出现了相反的结果。通过测定3种吸附剂反应后溶液中的铁离子发现, 铁氧化物反应后溶液中铁含量较高(图 9)。可能是由于烘干铁氧化物溶于水水解, 使水中Fe离子含量骤增, 铁离子水解后形成絮凝体, 沉降缓慢。而复合物溶解后所形成的溶液中铁离子含量较低, 且Fe(OH)3絮凝体和蒙脱石颗粒相互吸附, 加速了沉降过程, 因此沉降速度较快, 在10 h时浊度为3.89, 可以达到我国农村小型集中式和分散式供水的浊度标准。
图 9显示, 在酸性及弱碱性条件下, 随着pH值的升高, As的去除率呈线性规律增长, pH值=8时的除砷效率为pH值=5时除砷效率的1.62倍。在pH值超过8后, 除砷效率有所下降。
酸碱度对地下水砷的迁移富集起着重要作用[11]。一般地下水砷含量随pH值的增大而增高[12]。而目前许多吸附剂在酸性条件下才有较好的除砷效果。梁慧峰等[13]制备的新生二氧化锰除砷剂在pH值<7时吸附作用较强, 而在pH值>7时去除效率明显减弱。马红梅等[14]制备的β-FeO(OH)吸附剂在pH值为2.5~7.0时对As吸附率在95%以上, 而在pH值>7时, 随pH值升高其对As的吸附逐渐下降。As(Ⅲ)在水体中主要以H3AsO3的分子形式存在, 与As(Ⅴ)相比, 其在吸附剂表面的存在更不稳定[15]。笔者研究结果表明, 在弱酸性到弱碱性的pH值递增过程中, 复合物对As(Ⅲ)的吸附作用增强, 这主要是由于pH值的升高增强了分子态H3AsO3的解离, 水中生成了带电荷的H2AsO3-, 此时铁氧化物表面胶体长径比增大, 粒径减少, 砷的吸附点位进一步增加[16-17]。而当pH值升高至8以上时, H2AsO3-增多,同样伴随OH-的增加, 从而降低了As的吸附量。
此外, 对不同pH值条件下反应溶液中铁离子也进行测定, 结果发现pH值为6时铁含量最低, 此后随着溶液pH值的增大, 溶液中铁离子含量呈增高趋势, 但都在饮用水标准以内。GU等[18]指出, 在pH值较高时铁离子还会产生大量氢氧化铁胶体, 这种胶体具有较大的比表面积和较高的吸附能力, 能和砷酸根发生吸附共沉淀, 使砷的去除率明显提高。这正是试验中随pH值升高As去除率逐渐增强的原因。
另外, 对反应后溶液的pH值进行测定, 发现复合物具有很好的pH值调节能力。以图 10中pH=7为基础线, 在初始pH值为5.0~10.0情况下, 处理后高砷水都能被调节至7.0±0.5范围。复合药剂的加入不仅不会影响饮用水的酸碱度, 还可在一定程度上降低高砷水的碱度。这可能是因为在弱碱性条件下, 复合物与As的反应需要消耗一定量的氢氧根离子, 降低溶液pH值。
相关研究表明, 当溶液中存在磷酸盐、硫酸盐、硅酸盐和氟化物等物质时, 这些物质容易与砷竞争吸附位点, 导致吸附效果降低。从图 11可以看出, Mg2+的存在对As(Ⅲ)的去除基本无影响, 不存在竞争吸附现象。Ca2+的存在对As的吸附存在一定的促进作用。根据CHAKRAVARTY等[19]和GENC-FUHRMAN等[20]的相关研究结果, 在中性条件下, 当水中存在一定含量的Ca2+时, 可以提高黏土矿物对砷的吸附量。这可能是由于在吸附过程中, 铁盐对As(Ⅲ)的部分氧化作用, 形成了CaH(AsO4)和CaH2(AsO4)+离子对, 与复合物表面相连接, 产生了共沉淀现象。此外, NO3-,SO42-,尤其是PO43-与As(Ⅲ)存在明显的竞争吸附, 在ρ(NO3-)为20 mg·L-1时, 就已经大大抑制了As在复合物上的吸附, 使As去除率由44%降低到36%;PO43-的竞争吸附力更强, 在ρ为50 mg·L-1时, 已使As的去除率降低到22%。这主要是由于P和As属于同一周期元素, 其化学性质相似, 发生了竞争吸附的缘故。
GUPTA[21]在其研究中发现, PO43-的存在能使水合氧化铁对As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的吸附量分别下降53.7%和62.4%, 随着As/PO43-的增加, As的去除率从83%降低到35%。在该研究中, PO43-的存在同样在一定程度上降低了复合物的除砷效率, 但相比使用单一的铁盐或者其他吸附剂而言, 减缓了离子之间的竞争效应, 这可能是由于磷酸根与复合物的结合力低于As(Ⅲ)与复合物的结合力, 在吸附发生时, As(Ⅲ)能抢先占据吸附点位, 从而降低磷酸根的竞争作用。
3 结论对比研究了蒙脱石、铁氧化物和蒙脱石-铁盐复合体对As(Ⅲ)的去除效果, 对3种吸附剂的吸附动力学、吸附等温线类型进行判定; 以4号复合物为例, 研究了pH值及一些常规离子对复合物除砷效率的影响, 主要结论如下:As(Ⅲ)的去除率与吸附剂中铁氧化物含量呈现正相关性。综合处理效果与成本, 复合物4为最佳除砷配比试剂。3种吸附剂的吸附动力学均符合Lagergren二级速度方程, 吸附热力学均属Freundlich等温吸附。复合物的沉降性能优于铁氧化物和蒙脱石, 复合物4在沉降10 h后浊度达到我国农村小型集中式供水和分散式供水的标准。在酸性及弱碱性条件下, As(Ⅲ)的去除率随pH值的升高而升高。pH值为8时的除砷效果最好, 是pH值等于5时除砷效率的1.62倍。在pH值为5.0~10.0范围内, 处理后水样铁含量均符合饮用水标准。复合物具有很好的pH值调节能力, 在初始pH值为5.0~10.0情况下, 处理后高砷水均能被调节至(7.0±0.5)。SO42-和Mg2+对As(Ⅲ)的去除无影响, Ca2+的存在对As(Ⅲ)的吸附有促进作用, NO3-、PO43-与As(Ⅲ)存在较强的竞争吸附。
对于在自然界广泛分布的蒙脱石黏土矿物, 应进一步拓展研究其在其他水污染控制领域的应用, 并探讨其各种改性材料的吸附机理, 此外应研究改性蒙脱石材料对水中As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的脱附反应, 提高吸附剂的利用率。
[1] |
赵素莲, 王玲芬, 梁京辉. 饮用水中砷的危害及除砷措施[J]. 现代预防医学, 2002, 29(5): 651-652. ZHAO Su-lian, WANG Ling-fen, LIANG Jing-hui. The Harm of Arsenic in Drinking Water and Removal Measures of Arsenic[J]. Modern Preventive Medicine, 2002, 29(5): 651-652. (0) |
[2] |
RODRÍGUEZ-LADO L, SUN G, BERG M, et al. Groundwater Arsenic Contamination Throughout China[J]. Science, 2013, 341(6148): 866-868. DOI:10.1126/science.1237484 (0) |
[3] |
CARINA L, VIRGINIA P, MARCELO A. Arsenate Adsorption and Desorption Dinetics on a Fe(Ⅲ)-Modified Montmorillonite[J]. Journal of Hazardous Materials, 2011, 186(2): 1713-1719. (0) |
[4] |
BASU T, GHOSH U C. Arsenic (Ⅲ) Removal Performances in the Absence/Presence of Groundwater Occurring Ions of Agglomerated Fe(Ⅲ)-Al(Ⅲ) Mixed Oxide Nanoparticles[J]. Journal of Industrial and Engineering Chemistry, 2011, 17(5/6): 834-844. (0) |
[5] |
姚淑华, 贾永锋, 汪国庆, 等. 活性炭负载Fe(Ⅲ)吸附剂去除饮用水中的As(Ⅴ)[J]. 过程工程学报, 2009, 9(2): 250-256. YAO Shu-hua, JIA Yong-feng, WANG Guo-qing, et al. Removal of As(Ⅴ) Form Drinking Water by Activated Carbon Loaded With Fe(Ⅲ) Adsorbent[J]. The Chinese Journal of Process Engineering, 2009, 9(2): 250-256. (0) |
[6] |
JAIN A, AND K P R, LOEEPERT 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. (0) |
[7] |
任晓惠. 改性蒙脱石对砷的吸附作用研究[D]. 广州: 华南理工大学, 2013. REN Xiao-hui.Study on Adsorption Charactiristics of Arsenic Using Modified Montmorillonite[D].Guangzhou:South China University of Technology, 2013. http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10561-1013319351.htm (0) |
[8] |
梁艳燕, 李义连, 董建兴, 等. O2与Fe(Ⅱ)协同作用氧化和去除As(Ⅲ)[J]. 环境科学学报, 2010, 30(5): 1030-1036. LIANG Yan-yan, LI Yi-lian, DONG Jian-xing, et al. Arsenic(Ⅲ) Oxidation and Removal by the Synergistic Effect of Oxygen and Iron(Ⅱ)[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2010, 30(5): 1030-1036. (0) |
[9] |
WANG R F, Wang Y X, GUO H M. Hydrogeochemical of Shallow Groundwater From the Northern Part of the Datong Basin, China[J]. Proceedings of the 9th International Symposium on Water-Rock Interaction, 2001, 2(23): 605-608. (0) |
[10] |
姜浩, 廖立兵, 王素萍. 低聚合羟基铁离子-蒙脱石复合体吸附砷的实验研究[J]. 地球化学, 2002, 31(6): 593-601. JIANG Hao, LIAO Li-bing, WANG Su-ping. Adsorption of Arsenic on Fe Oxyhydroxide-Montmorillonite Complex[J]. Geochimica, 2002, 31(6): 593-601. (0) |
[11] |
沈雁峰, 孙殿军, 赵新华, 等. 中国饮水型地方性砷中毒病区和高砷区水砷筛查报告[J]. 中华地方病学杂志, 2005, 24(2): 172-173. SHEN Yan-feng, SUN Dian-jun, ZHAO Xin-hua, et al. Screening Report in Area Endemic Arsenism and High Content of Arsenic in China[J]. Chinese Journal of Endemiology, 2005, 24(2): 172-173. (0) |
[12] |
尚琪, 任修勤, 李晋蓉. 环境砷污染区人群健康危害经济损失分析[J]. 环境与健康杂志, 2003, 20(2): 72-74. SHANG Qi, REN Xiu-qin, LI Jin-rong. Estimation of Economic Loss of Pollutin-Attributable Health Impact in an Arsenic Contaminative Area[J]. Journal Environment and Health, 2003, 20(2): 72-74. (0) |
[13] |
梁慧峰, 马子川, 张杰, 等. 新生态二氧化锰对水中三价砷去除作用的研究[J]. 环境污染与防治, 2005, 27(3): 168-170. LIANG Hui-feng, MA Zi-chuan, ZHANG Jie, et al. Study on the Removal of As(Ⅲ) in Water by the Nascent Manganese Dioxide[J]. Environmental Pollution & Control, 2005, 27(3): 168-170. (0) |
[14] |
马红梅, 朱志良, 张荣华, 等. β-FeO(OH)对水中砷的吸附作用[J]. 同济大学学报(自然科学版), 2007, 35(12): 1656-1660. MA Hong-mei, ZHU Zhi-liang, ZHANG Rong-hua, et al. Adsorption Study of As(V) From Water on β-FeO(OH)[J]. Journal of Tongji University(Natural Science), 2007, 35(12): 1656-1660. DOI:10.3321/j.issn:0253-374X.2007.12.015 (0) |
[15] |
梁慧锋, 刘占牛, 于化江, 等. 不同形态砷在新生态MnO2界面上的吸附作用[J]. 河北师范大学学报(自然科学版), 2006, 30(3): 318-325. LIANG Hui-feng, LIU Zhan-niu, YU Hua-jiang, et al. The Action of Adsorption of Different Form Arsenics on the Nascent Manganese Dioxide Surface[J]. Journal of Hebei Normal University(Natural Science Edition), 2006, 30(3): 318-325. (0) |
[16] |
BYRNE R H, LUO Y R, YOUNG R W. Iron Hydrolysis and Solubility Revisited:Observations and Comments on Iron Hydrolysis Characterizations[J]. Marine Chemistry, 2000, 70(1/2/3): 23-35. (0) |
[17] |
MEYER W R, PULCINELLI S H, SANTILLI C V, et al. Formation of Colloidal Particles of Hydrous Iron Oxide by Forced Hydrolysis[J]. Journal of Non-Crystalline Solids, 2000, 273(1/2/3): 41-47. (0) |
[18] |
GU Z, FANG J, DENG B. Preparation and Evaluation of GAC-Based Iron-Containing Adsorbents for Arsenic Removal[J]. Environmental Science & Technology, 2005, 39(10): 3833-3843. (0) |
[19] |
CHAKRAVARTY S, DUREJA V, BHATTACHARYYA G, et al. Removal of Arsenic From Groundwater Using Low Cost Ferruginous Manganese Ore[J]. Water Research, 2002, 36(3): 625-632. DOI:10.1016/S0043-1354(01)00234-2 (0) |
[20] |
GENÇ-FUHRMAN H, TJELL J C, MC CONCHIE D. Adsorption of Arsenic From Water Using Activated Neutralized Red Mud[J]. Environmental Science & Technology, 2004, 38(8): 2428-2434. (0) |
[21] |
GUPTA K, GHOSH U C. Arsenic Removal Using Hydrous Nanostructure Iron(Ⅲ)-Titanium(Ⅵ) Binary Mixed From Aqueous Solution[J]. Journal of Hazardous Materials, 2009, 161(2/3): 884-892. (0) |