第56卷 第9期 化 工 学 报Vo l 156 N o 192005年9月 Journal o f Chemical Industry and Eng ineering (China) September 2005研究论文载铁棉纤维素吸附剂固定床去除地下水砷郭学军,陈甫华(南开大学环境科学与工程学院,天津300071)摘要:用球形棉纤维素作载体,研制成了一种新的吸附剂:载铁(B -FeO OH )球形棉纤维素吸附剂,并应用于地下水砷的去除.柱实验表明,吸附剂对A s(Ⅲ)和A s(Ⅴ)的去除效果均明显优于相关文献中报道的吸附剂.采用含砷为500L g #L -1的地下水为柱实验进水,空床接触时间分别为412min 和519min 时,按照世界卫生组织推荐的新卫生标准(10L g #L -1),吸附剂去除A s(Ⅲ)和As(Ⅴ)的穿透体积分别达2200BV 和5000BV.如采用含A s(Ⅲ)和A s(Ⅴ)各为250L g #L -1的地下水为柱实验进水(总砷为500L g #L -1),空床接触时间510~512min 时,按照现行中国饮用水砷最高允许浓度50L g #L -1的卫生标准,3次过柱穿透点的出水体积分别达7000BV 、6000BV 和6700BV.吸附剂可以用2mo l #L -1N aOH 洗脱再生,再生效果良好.关键词:载铁(B -F eOO H)球形棉纤维素;吸附剂;砷;去除;柱实验中图分类号:X 703 文献标识码:A 文章编号:0438-1157(2005)09-1757-08Elimination of arsenic from groun d water by beadcellu lose adsorbent loaded with Fe hydroxideGU O Xuejun ,CH EN Fu hu a(College of Envir onmental S cience and Engineer ing ,N ank ai Univers ity ,T ianj in 300071,China )Abstract :A new adsorbent,bead cellulose loaded w ith Fe hydrox ide (B -FeOOH )w as prepared and used fo r the r em oval of arsenic from gro undw ater.Column exper im ents indicated that the adsorbent had higher efficiency of eliminating bo th ar senite and arsenate than other adsorbents repor ted in literatur e.H ig h bedvolumes of 2200BV and 5000BV up to a breakthr oug h co ncentratio n o f 10L g #L -1were achieved for thear senite and arsenate removal in the studies w ith gro undw ater arsenic concentration of 500L g #L -1while the em pty bed co ntact time w ere 412min and 519m in respectively.While 250L g #L -1o f arsenite and 250L g #L -1of arsenate w ere spiked together in the groundw ater and the empty bed contact time w as 510)512min,the br eakthro ug h vo lum es up to 50L g #L -1w er e 7000BV,6000BV and 6700BV respectively fo r three column recy cles.The adsorbent could be regenerated w ith 2mol #L -1NaOH solutions efficiently.Key words :bead cellulose lo aded w ith Fe(B -FeOOH );adsor bent;arsenic;remo val;column exper im ent s2004-08-12收到初稿,2004-10-13收到修改稿.联系人:陈甫华.第一作者:郭学军(1975)),男,博士研究生.基金项目:南开大学-天津大学联合研究项目.引 言砷是剧毒元素之一,近年来地下水砷的污染已经引起人们广泛的关注.地下水砷污染严重的国家有印度、孟加拉国、越南、阿根廷、智利、墨西 Received date:2004-08-12.Correspon ding au th or:Prof.CH ENFuh ua.E -mail:ch enfuhua2003@yahoo 1comFoun dation item:supported by Un ited Foundation of Nan kai University an d T ian jin University.哥、中国、匈牙利等[1].中国台湾、新疆和内蒙古局部地区地下水砷含量严重超标,砷含量最高可达2000L g#L-1.长期的砷暴露可引起皮肤、肺、肝、肾和膀胱的癌变[2].世界卫生组织1993年重新修订饮用水砷的最高允许浓度,确定为10L g# L-1.欧盟和美国已经重新制定砷的卫生标准,饮用水砷的最高允许浓度从50L g#L-1下降至10 L g#L-1[3].新的卫生标准对砷的去除和工艺提出了更高要求.吸附法是饮用水中砷去除的有效方法之一,常用的吸附剂有活性氧化铝、活性炭、功能树脂、金属氧化物如氧化铁以及各种天然矿物如沸石等.采用离子交换树脂方法,硫酸根离子等常量干扰离子对砷的干扰大.活性氧化铝对原水pH有较严格的要求,只能在较窄的范围内才能对砷有效去除.天然矿物去除砷价格便宜,来源广泛,但吸附容量一般很低,去除效率不高,且其存在某些微量元素,可能存在其他健康风险.用各种金属氧化物包括稀土元素氧化物如镧、锆、铈的氧化物,铁的氧化物如针铁矿、赤铁矿、无定形氢氧化铁等去除砷的研究都已有报道[4~8],但这些氧化物大都不具备良好的孔结构,难应用于固定床.地下水中砷酸根和亚砷酸根离子都有一定比例的存在,上述吸附剂大都不能有效去除亚砷酸根离子,因此当用它们去除砷时,必须经过预氧化过程如用氯和高锰酸钾氧化等,增加了操作难度和费用.德国的一项专利是将铁的氢氧化物造粒得到粒状除砷吸附剂,但它不耐磨,且在柱操作过程中容易结块[9].将各种吸附载体载入铁、锆、铈等配位中心,提高吸附砷的选择性和吸附容量,是现今吸附除砷技术的要点[10,11].通过对活性炭、沸石、离子交换树脂、高聚物和分子筛等载体改性后,可以提高对砷的吸附容量和去除效率[10,12~14].棉纤维是天然可再生材料,载体亲水性好,孔隙度大,已广泛用作生物活性材料,用来吸附和分离氨基酸、蛋白质和核酸,以及去除水中的重金属等.用实验室制备的球形棉纤维素作载体,研制成了载铁(B-FeOOH)球形棉纤维素吸附剂(专利申请号:20041001987617).这种新颖的吸附剂的制备及应用,国内外尚未见研究报道.吸附剂的主要活性成分为B型羟基氧化铁(B-FeOOH, akaganeite-type),铁的吸附活性好,质量分数最高可达50%,与现有文献报道比较,最高载铁量是其他吸附剂的5~10倍[15~19].静态吸附实验表明,吸附剂对As(Ⅴ)和A s(Ⅲ)具有很高的吸附容量,中性条件下最大吸附量分别为3312、9916 m g#g-1.吸附As(Ⅴ)和As(Ⅲ)的适宜pH范围宽,SO2-4、Cl-等常见干扰离子均不影响砷的去除.吸附剂具有良好的强度和耐磨性能,制备方法简单,对地下水中砷去除具有良好的应用前景.本文旨在研究载铁(B-FeOOH)球形棉纤维素吸附柱对地下水中As(Ⅴ)和A s(Ⅲ)的去除.1实验部分111实验材料与仪器载铁(B-FeOOH)球形棉纤维素吸附剂由实验室制备.As(Ⅲ)储备液:准确称取214730g分析纯A s2O3(相对分子质量197184)于烧杯中,加入25m l20%NaOH溶液溶解,去离子水适度稀释,再加10m l优级纯H Cl,用稀H Cl调节pH 至710,定容至250m l,此储备液含As(Ⅲ)为100mm ol#L-1.As(Ⅴ)储备液:准确称取1016020g分析纯Na2H AsO4#12H2O(相对分子质量424108)于烧杯中,加200ml去离子水溶解,稀H Cl调节pH至710,定容至250ml,此储备液含As(Ⅴ)为100mm ol#L-1.As(Ⅲ)和As (Ⅴ)的标准溶液于冰箱中在4e下保存.实验中根据需要临时将此储备液稀释成不同的浓度.其他化学试剂为分析纯或优级纯.所有玻璃器皿在使用前用15%的硝酸溶液浸泡24h以上,分别用自来水和去离子水冲洗数次.用砷化氢发生-原子荧光分光光度计(H G-AFS:AFS230,Beijing, H aiguang Co1)测定砷[20].量检测限011L g# L-1,线性相关系数R2\01999.离子色谱法(Diome公司,DX-120型离子色谱仪)测定地下水中背景离子的浓度.吸附剂经H2SO4-H ClO4-H NO3消化,适度稀释后用分光光度法(UV754, Shang hai,上海精密科学仪器公司)测定吸附剂的载铁含量.112实验方法11211吸附剂的制备脱脂棉(河南焦作市卫生材料厂)1610g浸于400m l200g#L-1的NaOH 水溶液2h,压榨挤干至75g左右(压榨比为4B 1),得到碱纤维素,室温下密封老化2~3d,加入8ml CS2[CS2体积(m l)=棉纤维素干重(g)/2],密封,室温下150r#min-1振荡4~8h,得到橙红色黏胶,加入一定体积的60g#L-1NaOH水溶#1758#化工学报第56卷液,搅拌3~5h可得酯化均匀的黏胶液.黏胶液不能长久放置.于500m l三口瓶中加入200ml泵油-氯苯分散介质(泵油B氯苯=2B1,体积比), 014g油酸钾,50m l上述黏胶液,200~250r# min-1搅拌30min,30~60min内缓慢升温至90e,保温2h,停止搅拌,滤出分散介质(分散介质可以多次重复使用),热水洗球至白色.用标准筛收集0125~0184mm纤维素球珠,于去离子水中保存.载铁过程是在滴加碱液时,铁盐经搅拌、分散、水解而连续多次载入棉纤维素球珠.载铁球形纤维素再经碱稳定,洗涤,得到载铁(B-FeOOH)球形棉纤维素吸附剂,于去离子水中保存.11212柱实验取12m l铁含量为220mg#ml-1的载铁(B-FeOOH)纤维素球珠填充于内径10 mm、柱高400mm的玻璃柱中(柱底填充约1cm 玻璃棉).分别以去离子水和天津蓟县某地下水为背景,加入As(Ⅲ)或A s(Ⅴ)标准溶液,使砷总浓度为500L g#L-1,用作柱实验的进水.进水每12h新配,盛槽避光,以免As(Ⅲ)氧化.一定的进水流速和空床接触时间(EBCT)下,从上至下通过吸附柱.每隔一定时间取一定体积流出液,测定砷的出水浓度.吸附剂采用静态再生,方法如下:从吸附柱中取出过完柱后的载铁(B-FeOOH)纤维素球珠,置于250ml锥形瓶中,加入100ml2mol#L-1 NaOH洗脱液,室温下150r#min-1振荡解吸10h,重复洗脱4次后用去离子水洗涤,至上清液pH在中性附近,再生吸附剂球珠反复用于柱吸附实验.2结果和讨论211载铁(B-FeOOH)球形纤维素吸附剂中铁的存在形态实验中所用载铁(B-FeOOH)球形纤维素吸附剂的粒径为0125~0184mm,密度为0147g# ml-1,含铁量为220m g#ml-1.图1为载铁(B-FeOOH)球形纤维素吸附剂的X射线衍射图谱.图2为正方纤铁矿的标准X射线衍射峰与吸附剂的X射线衍射峰的比较.从图2看出,吸附剂的X 射线衍射特征峰与正方纤铁矿的标准X射线衍射特征峰基本吻合,表明吸附剂上载入的铁主要形态为正方纤铁矿(B-FeOOH,akaganeite).载铁后,悬浮液中未载入纤维素载体中的少量残余铁形成Fe(OH)3沉淀,其X射线衍射图谱如图3所示.图3的衍射图谱呈平滑的曲线,看不出特征峰,说明未载入的少量铁盐形成沉淀后,其固相形态为无定形的Fe(OH)3.Fig11X-r ay diffr action patt erns o f beadcellulo se adsor bent lo aded with Fe(B-FeOO H)F ig12Compar ison of X-r ay diffr act ion apex esbetween st andard akaganeite-M and absor bentsFig13X-r ay diffraction patter ns o f Fe hydro xidesustained in so lutio n after Fe loading pro cess铁盐在滴加NaOH的过程中,缓慢水解并载入纤维素球,其形态为结晶度良好的正方纤铁矿;而残余的未载入的少部分铁盐在水相介质中却以无定形Fe(OH)3沉淀.此差异应归结为纤维素载体在其中所起的作用.纤维素载体是由众多葡萄糖单元按1,4糖苷键连接而成的高聚物,每个葡萄糖单元中有3个具备一定活性的自由羟基.可能的情形#1759#第9期郭学军等:载铁棉纤维素吸附剂固定床去除地下水砷是这些葡萄糖单元为B -FeOOH 的形成提供了羟基,并与铁结合,从而在纤维素分子表面形成第一层羟基氧化铁.当第一层B 型羟基氧化铁在纤维素分子表面形成后,铁盐在水解过程中依靠一种/自组装0的形式围绕已形成的晶体表面继续结晶,形成具有一定聚合度和结合力的聚合羟基氧化铁,其主要的赋存形态为正方纤铁矿.因此,纤维素载体在载铁过程中可能起到了类似/结构定向0和提供载铁场所的双层作用.212 As(Ⅲ)和As(Ⅴ)流出曲线的比较图4为去离子水背景下As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的流出曲线.As(Ⅲ)和As (Ⅴ)的进水浓度均为500L g #L -1,pH 为710,停留时间分别为310min 和312m in.由流出曲线可知,吸附剂对As (Ⅲ)的去除效果优于As(Ⅴ).静态实验表明,中性条件下吸附剂对As(Ⅲ)的饱和吸附量是As (Ⅴ)的3倍,且吸附速率也大于As(Ⅴ),这说明静态吸附和柱实验的结果是一致的.在实验条件下,As(Ⅲ)流出浓度在0~1500倍床体积(BV)内始终低于2L g #L-1;而As(Ⅴ)在500~3000倍床体积之间维持在20~40L g #L -1.依照世界卫生组织推荐的10L g #L -1饮用水砷卫生标准,吸附剂去除As(Ⅲ)和A s(Ⅴ)的穿透点床体积分别为2000BV 和300BV.如果按中国现行饮用水砷的卫生标准(50L g #L -1)为穿透点浓度,则吸附剂对As(Ⅲ)和A s(Ⅴ)的穿透点体积都可高达3500BV.因为地下水处于缺氧环境,高砷地区地下水中砷大都以三价砷为主.孟加拉国是世界上砷危害最严重的国家之一,地下水As(Ⅲ)占总砷含量的50%~60%[21].中国台湾的高砷地区,地下水中绝大部分砷形态为A s(Ⅲ)[22];北部地区如新疆和山西,地下水总砷中60%~90%为As (Ⅲ)[23].现有文献中报道的吸附剂大都只能有效去除As(Ⅴ),去除As(Ⅲ)的效果差,因此在吸附前需要使用氧化剂如氯和高锰酸钾,使地下水中As(Ⅲ)转化为A s(Ⅴ),增加了操作程序和费用.寻找对As(Ⅴ)和A s(Ⅲ)都具备良好选择性和去除效果的吸附剂,一直是除砷吸附剂研制中的难点.载铁(B -FeOOH )球形纤维素吸附剂对As (Ⅲ)和As(Ⅴ)均有高的吸附容量,且对As(Ⅲ)的去除效果比As(Ⅴ)好,和地下水三价砷和五价砷的分布比例相吻合,是一种适宜去除地下水砷的新型吸附剂.Fig 14 Compariso n o f eff luent histo ries in column test betw een As(Ⅲ)and A s(Ⅴ)213 不同空床接触时间下As(Ⅴ)流出曲线的比较 图5为去离子水背景下,EBCT 分别为312m in 和519min 时As(Ⅴ)的流出曲线.进水As (Ⅴ)的浓度为500L g #L -1,pH 为710.从图5可知,空床接触时间对流出曲线的影响甚大:EBCT 为519min 时,即使流出液体积达4000BV,流出液As (Ⅴ)的浓度始终低于5L g #L -1;EBCT 为312min 时,出水体积为300BV 时As (Ⅴ)即达穿透点浓度10L g #L -1,在500BV ~3000BV 之间As(Ⅴ)的浓度维持在20~40L g #L -1并缓慢上升,至3500BV 时,出水浓度达50L g #L -1.从流出曲线可知,As(Ⅴ)进水浓度为500L g #L -1时,选择接触时间为519m in 更为合适,此时吸附剂去除A s (V )效果显著.吸附法去除水和废水污染物时,空床接触时间一般为10~50min 为较适宜[24].在高进水砷(V )浓度(500L g #L -1)和相当短的空床接触时间(519m in)下,吸附穿透点(10L g #L -1)体积仍然超过4000BV,表明载铁(B -FeOOH )球形纤维素是一种优异的新型除砷吸附剂.214 地下水As(Ⅲ)的流出曲线原水pH 812,流速211m #h -1,空床接触时间412min 条件下,载铁(B -FeOOH )球形棉纤维素吸附剂去除As(Ⅲ)的柱实验流出曲线如图6所示.按照世界卫生组织推荐的饮用水砷卫生标准10L g #L -1,吸附剂去除As(Ⅲ)的穿透体积为2200BV,穿透容量为213m g #g -1;如按现行中国饮用水砷卫生标准50L g #L -1,则穿透体积高达4000BV,穿透容量为410mg #g -1.此操作参#1760#化 工 学 报 第56卷Fig 15 Comparison of As (Ⅴ)eff luenthistor ies in co lumn t est betw een differ ent empty bed co ntact time数下吸附剂去除A s(Ⅲ)的饱和体积达20000BV,饱和点吸附容量为1219mg #g-1.进出水水质背景如表1所示.出水水质分析表明,吸附剂不改变地下水pH 值和常见阴阳离子如H CO -3、CO 2-3、Cl -、SO 2-4、Ca2+和M g 2+等的浓度,F -浓度有一定的降低,吸附剂中的铁无泄漏.表2比较了载铁(B -FeOOH )球形棉纤维素与文献报F ig 16 A s(Ⅲ)effluent histor ies of column test fro m gr oundwat er道的几种吸附剂去除As(Ⅲ)时的柱实验参数和穿透时的空床体积.载铁(B -FeOOH )球形棉纤维素吸附剂具有强阴离子交换树脂和载铁砂无可比拟的去除As(Ⅲ)的性能.即使在相当于载铁大孔磺酸基聚苯乙烯树脂5倍的进液浓度下(500L g #L -1),载铁球形棉纤维素吸附剂对As(Ⅲ)的穿透点床体积依然大于载铁大孔磺酸基聚苯乙烯树脂.Table 1 Concentration of background anions from groundwater /mg #L -1Flow s pH CO 2-3H CO -3Cl -SO 2-4PO 3-4F -S iO 2-3Ca 2+M g 2+Fe influent 8126143396171512ND 01521011661840150103effluent8125183406171515ND0130912671539180103Table 2 Comparison of column experiment conditions and breakthrough volume for As(Ⅲ)rem oval by different adsorbentsAd sorben t typesC on cen tration ofin fluent/L g #L -1E BC T /min Breakthroughvolum e(10L g #L -1)References polyHIPE loaded w ith Fe50261517BV [17]polymeric/inorganic hybrid sorbent 1003112000BV [15]strong b as e anion ex changer 100311unab le [15]san d loaded w ith Fe100050184BV [24]b ead cellulose loaded w ith Fe (B -FeOOH )5004122200BVthis paperTable 3 Comparison of column experiment conditions and breakthrough volume for As(Ⅴ)rem oval by different adsorbentsAd sorben t typesC on cen tration ofin fluent/L g #L -1E BC T /min Breakthroughvolum e(10L g #L -1)References ployHIPE loaded w ith Fe 5030300BV [17]polystyren e loaded w ith Fe 502555BV [17]polymeric/inorganic hybrid sorbent 503114000BV [15]strong b as e anion ex changer 2004300BV [15]san d loaded w ith Fe 100050165BV [25]chabaz ite loaded w ith Fe10001515235BV [10]#1761# 第9期 郭学军等:载铁棉纤维素吸附剂固定床去除地下水砷215 地下水As(Ⅴ)的流出曲线地下水pH 为710,流速115m #h -1,空床接触时间519m in 条件下,载铁(B -FeOOH )球形纤维素吸附剂对As(Ⅴ)的柱实验流出曲线如图7所示.进液20d 后出水浓度才达到10L g #L-1,此时吸附剂去除As(Ⅴ)的穿透体积达5000BV,穿透容量为512mg #g -1;如按现行中国饮用水砷卫生标准50L g #L -1,吸附剂去除五价砷的穿透体积则高达8500BV,穿透容量为816mg #g -1.出水pH 在中性附近,完全符合饮用水水质标准.表3比较了载铁(B -FeOOH )球形纤维素与文献中几种吸附剂去除As(Ⅴ)的柱实验结果.从表3可知,载铁(B -FeOOH )球形纤维素柱实验去除As (Ⅴ)的效果明显优于文献中报道的相关除砷吸附剂.Fig 17 A s(Ⅴ)effluent histo ries o f co lumntest fr om g roundw ater216 柱床再生后的流出曲线3次过柱的空床接触时间为510~512m in,地下水加砷至As(Ⅲ)和As(Ⅴ)各为250L g #L -1,使进水总砷浓度为500L g #L -1,pH 为710.载铁(B -FeOOH )球形纤维素吸附剂再生后的砷流出曲线如图8所示.按照现行中国饮用水砷最高允许浓度50L g #L -1的卫生标准,3次过柱穿透点的出水体积则分别为7000BV 、6000BV 和6700BV.与第一次和第三次过柱相比,第二次过柱的穿透点体积略小,这主要是因为空床接触时间小于另两次的缘故.按现行中国饮用水砷卫生标准,3次过柱穿透点体积都达6000BV 以上,表明载铁(B -FeOOH )球形纤维素吸附剂具有良好的再生效果.尽管空床接触时间(EBCT )较小,为511~512m in,但因为吸附剂的穿透容量较大,每次柱实验时间为30d 左右,因此在检验再生性能时采取了3次过柱.选择静态再生法,12ml 过柱后的吸附剂用50ml 浓度为2mo l #L -1的NaOH 溶液洗涤4次.3次再生后,吸附剂对砷的解吸效率如表4所示.吸附剂的3次再生过程中,N aOH 对砷的解吸率为80%~83%,表明吸附剂具有较好的再生效率.吸附剂的活性成分为B -FeOOH ,X 射线精细吸收结构(EXAFS)的结果表明,As(Ⅴ)和As(Ⅲ)均以内配位方式与吸附剂活性组分结合,且砷氧四面体和铁氧八面体的主要结合方式为双齿双核角配位(bidenate binuclear co rner -sha -ring,2C).(与高能物理所的合作研究,相关论文正在撰写).内配位的结合方式下,吸附剂对As (Ⅴ)和As(Ⅲ)具有高的选择性,但就解吸难度而言,一般要大于以外配位方式结合的吸附剂或其他离子交换剂.3次再生过程中,再生效率都比较稳定.第一次再生后,吸附剂剩余的砷含量为0155mg #g -1,第二次、第三次分别为0172、0170mg #g -1.与第一次再生相比,第二次、第三次再生砷的剩余量仅增加了012mg #g -1.这表明第二次、第三次再生几乎将前次柱实验中砷的/净载负0(当次砷的吸附量减去前次砷的剩余量)全部洗脱.虽然每次再生后砷有一定的残余,但从柱实验的穿透曲线看来,再生对砷去除效果的影响并不显著,这是吸附剂对砷具有高吸附容量的结果.吸附剂的活性成分具有很好的化学稳定性,X 射线衍射分析(XRD)表明再生后铁的形态仍为B -FeOOH.吸附剂的铁含量为220mg #ml -1,柱实验中,进出液的浓度都为0103mg #L -1(表1),表明柱实验中没有铁的泄露.3次再生后,吸附剂铁的含量都稳定在220mg #ml -1,铁的含量变化不显著.再生后吸附剂的活性组分铁的晶体形态和含量保持稳定,进一步说明吸附剂可以重复多次使用.静态再生过程中需要20倍吸附剂体积的NaOH 洗脱液.如果采用动态反洗,在适宜的操作条件下,砷的洗脱效率会更好一些.关于洗脱后砷浓缩液的处置,可以将废液用酸中和,投放铁盐或钙盐,使砷混凝沉淀后,淤泥用水泥和砂子固化后安全填埋.#1762#化 工 学 报 第56卷Table4Desorption rate of arsenic by NaOH and Fe content preserved in adsorbents during regenerationNo1Fe content/m g#m l-1As content after columnexperiment/m g#g-1As content after NaOHdes orption/mg#g-1Desorptionrate/%first2203125015583 s econd2253162017280 third2233167017081Fig18A rsenic effluent hist or ies o fco lumn t est in3cyclesu fir st,E BC T:511min;p second,EBCT:510min:w third,EBCT:512min arsen ate+ars enite=500L g#L-1;arsenate:ars enite=1B13结论用球形棉纤维素作载体,研制成了一种新的吸附剂:载铁(B-FeOOH)球形棉纤维素吸附剂,并应用于地下水砷的去除,得出的主要结论如下.(1)吸附剂的主要活性成分为B型羟基氧化铁.(2)实验条件下,载铁(B-FeOOH)球形纤维素吸附剂对As(Ⅲ)和As(Ⅴ)均有高的穿透容量,且对As(Ⅲ)的去除效果比As(Ⅴ)好,和地下水三价砷和五价砷的分布比例相吻合,是一种适宜去除地下水砷的新型吸附剂.(3)采用含砷为500L g#L-1的地下水为柱实验进水,空床接触时间分别为412m in和519m in 时,按照世界卫生组织推荐的新卫生标准(10 L g#L-1),吸附剂去除As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的穿透体积分别高达2200BV和5000BV.(4)采用含As(Ⅲ)和As(Ⅴ)各为250 L g#L-1的地下水为柱实验进水(总砷为500L g# L-1),空床接触时间510~512min时,按照现行中国饮用水砷最高允许浓度50L g#L-1的卫生标准,3次过柱穿透点的出水体积分别达7000BV、6000BV和6700BV.(5)再生吸附实验表明,吸附剂具有良好的再生效果.再生和柱实验过程中铁的形态和含量保持稳定,表明吸附剂可以多次重复使用.References[1]Smedley P L,Kinnibu rgh D G1A review of th e s ource,behaviour and distribution of ars enic in natu ral w aters.A pp lie d G eoc hemistr y,2002,17:517)568[2]Ch en C J,Ch iou H Y,Hu ang W I,Chen S Y,H su eh Y M,T seng C H,Lin L J,S hyu M P,Lai M S1Sys temic non-carcinogenic effects an d developmental toxicity of in organicarsen ic1In:Ab ernathy C O,Calderon R L,Chappell W R,eds1Arsenic Exposu re and Health E ffects1L on don:Chapman&Hall,19971124[3]EPA1Rep ort on the Expert Panel on Ars enicCarcinogen icity:Review and Work shop.W as hington,DC:US Environmental Protection Agency,National C enterfor Envir onm ental Assessm ent,1997[4]T okunaga S,W asay S A,Park S W.Rem oval of ars enic(Ⅴ)ion from aqueous solutions by lanthanum compounds.W ater S cience and T ec hnology,1997,35(7):71)78 [5]S uzuki T 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