鋼渣對(duì)水溶液中砷的吸附動(dòng)力學(xué)和熱力學(xué)特性試驗(yàn)

楊長(zhǎng)明，陳氏秋張，沈 爍

(同濟(jì)大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，長(zhǎng)江水環(huán)境教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，上海 200092)

砷(As)是一種劇毒元素，也屬于內(nèi)分泌干擾物(EDCs)的一種［1］，已被美國(guó)疾病控制中心(CDC)和國(guó)際防癌研究機(jī)構(gòu)(IARC)確定為第一類致癌物，歐盟和美國(guó)將其嚴(yán)格限定在10 μg/L 以下［2］。近年來，隨著含砷礦石及制革、染料工業(yè)和農(nóng)藥(砷制劑)、硫酸、氮肥、錳鐵合金冶煉及焦化等工廠排出的廢水量逐年增加，使得水體砷污染在全世界不斷增多，我國(guó)曾發(fā)現(xiàn)多起飲用水砷中毒事件，主要發(fā)生在偏遠(yuǎn)農(nóng)村地區(qū)［3］。因此，對(duì)高砷廢水和地下水的處理與修復(fù)問題引起了世界范圍內(nèi)的廣泛關(guān)注。其中吸附法是去除水中砷的首選方法［4］。目前，國(guó)際上主要采用顆?；钚蕴?GAC)、骨碳、活性氧化鋁及鐵的氫氧化物和氧化物吸附法除砷［5］。由于納米材料(如納米二氧化鈦)具有優(yōu)良的物理化學(xué)特性，近年來被越來越多應(yīng)用在砷污染水體的修復(fù)中，并取得了良好的應(yīng)用效果［6］。但是，處理成本和吸附容量之間的矛盾一直制約以上材料的應(yīng)用［7］。選擇吸附材料進(jìn)行高砷水處理時(shí)，不僅需要考慮除砷效果，更要考慮吸附材料的成本，尤其在一些經(jīng)濟(jì)欠發(fā)達(dá)的偏遠(yuǎn)農(nóng)村地區(qū)，選擇一種吸附效果好、價(jià)格低廉并容易獲取的吸附材料顯得尤為迫切。

鋼渣是一種較好的環(huán)保吸附材料，具有多孔結(jié)構(gòu)、吸附效果好、適應(yīng)范圍廣、易于固液分離等很多優(yōu)點(diǎn)［8-10］。鋼渣性能穩(wěn)定、無毒害作用，用于處理廢水，可以廢治廢，變廢為寶，具有較好的社會(huì)效益、環(huán)保效益和經(jīng)濟(jì)效益。目前作為吸附劑，鋼渣主要應(yīng)用于含重金屬?gòu)U水、有機(jī)廢水、印染廢水及富營(yíng)養(yǎng)化水體的處理和修復(fù)［11-13］，而對(duì)高砷水的處理的研究還鮮有報(bào)道。本文以原鋼渣為材料，在優(yōu)化其對(duì)模擬高砷水中As(III)吸附條件的基礎(chǔ)上，重點(diǎn)研究鋼渣吸附As(III)的熱力學(xué)特征和動(dòng)力學(xué)過程，為今后利用鋼渣處理和凈化高砷水提供理論依據(jù)和技術(shù)支撐。

1 材料與方法

1.1 供試材料

本研究采用的鋼渣由上海寶鋼新型建材科技有限公司提供，為寶鋼股份有限公司煉鋼過程中形成的轉(zhuǎn)爐渣。供試鋼渣的基本成分如表1 所示。將大顆粒鋼渣敲碎、研磨，分別過60 目(0.250 mm)篩，并用蒸餾水浸泡24 h 后過濾、烘干、備用。砷溶液:采用As(III)標(biāo)準(zhǔn)儲(chǔ)備液在實(shí)驗(yàn)室配置。準(zhǔn)確稱取0.132 0 g 分析純As2O3(分子量為197.84 Da)于燒杯中，加入5 mL 2 mol/L 的NaOH 溶液，待As2O3溶解后加入10 mL 2 mol /L 的硫酸溶液，轉(zhuǎn)至1 000 mL 容量瓶中，用超純水稀釋至刻度，即為質(zhì)量濃度1 000 mg/L 的As(III)儲(chǔ)備液。

表1 供試鋼渣基本化學(xué)組成Tab.1 Major Chemical Composition of Steel Slag

1.2 試驗(yàn)方法

1.2.1 鋼渣對(duì)As(III)吸附條件優(yōu)化試驗(yàn)

在本試驗(yàn)過程中，通過設(shè)置不同的鋼渣顆粒投加量、初始溶液pH、初始As(III)溶液濃度和反應(yīng)溫度等條件，考察鋼渣對(duì)模擬高As(III)廢水的吸附性能和去除效果的影響，并遴選出最優(yōu)吸附反應(yīng)條件。

1.2.1.1 鋼渣投加量對(duì)As(III)的去除效果

分別稱取1、2、3、4、5、6、7 和8 g 粒徑為60 目鋼渣顆粒于裝有100 mL 12 mg /L 的模擬高砷［As(Ⅲ)］廢水的250 mL 具塞錐形瓶中，pH 調(diào)至7.5 左右，置于恒溫30 ±1 ℃振蕩器上，按150 r/min的轉(zhuǎn)速振蕩30 min，振蕩結(jié)束后靜置5 min，上清液以孔徑為0.45 μm 的濾膜(Whatman GF/F)進(jìn)行過濾測(cè)定濾液中As(III)的剩余濃度，并計(jì)算As(Ⅲ)的去除率。

1.2.1.2 溶液初始濃度對(duì)As(III)的去除效果

稱取3 g 粒徑為60 目鋼渣顆粒裝入250 mL 具塞錐形瓶中，分別加入As(III)初始濃度為3、6、9、12、15、18、24 和50 mg /L 的模擬高砷廢水溶液100 mL。其他反應(yīng)條件和操作方法同1.2.1.1。

1.2.1.3 溶液pH 對(duì)As(III)的去除效果

稱取3 g 粒徑為60 目鋼渣顆粒裝入100 mL 12 mg/L 的模擬高砷［As(III)］廢水的250 mL 具塞錐形瓶中。同時(shí)，用NaOH 溶液(1 mol/L)和HCl 溶液(10%)將反應(yīng)溶液初始pH 分別調(diào)至3、5、7、9、11。其他反應(yīng)條件和操作方法同1.2.1.1。

1.2.1.4 反應(yīng)溫度對(duì)As(III)去除效果

稱取3 g 粒徑為60 目鋼渣顆粒于裝有100 mL 12 mg/L 的模擬高砷［As(III)］廢水的250 mL 具塞錐形瓶中，置于恒溫振蕩器上，并將振蕩溫度設(shè)定為5、15、25、35、45 和55 ℃。其他反應(yīng)條件和操作方法同1.2.1.1。

1.2.2 鋼渣對(duì)As(III)吸附熱力學(xué)試驗(yàn)

稱取3 g 粒徑為60 目鋼渣顆粒裝入250 mL 錐形瓶中，分別加入As(III)初始濃度為0、3、6、9、12、15、18、24 和50 mg/L 的模擬含砷廢水溶液100 mL。然后置于30 ±1 ℃、轉(zhuǎn)速為150 r/min 的恒溫振蕩器中連續(xù)振蕩。振蕩結(jié)束后靜置5 min，上清液以孔徑為0.45 μm 的濾膜(Whatman GF/F)進(jìn)行過濾，測(cè)定濾液中As(III)的剩余濃度，計(jì)算As(III)的吸附量，并繪制As(III)吸附等溫曲線。同時(shí)，分別采用Langmuir 和Freundlich 等溫吸附方程對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行分析，并計(jì)算相應(yīng)參數(shù)。

由單分子層吸附理論及動(dòng)力學(xué)原理推導(dǎo)出的Langmuir 吸附等溫式如下式所示。

其中X—鋼渣顆粒吸附容量，mg/kg;

C—平衡濃度，mg/L;

K—Langmuir 吸附系數(shù)，K 值的大小反映吸附速率;

Xm—最大吸附容量，mg/kg。

Freundlich 吸附等溫方程式如下式所示。

其中X—鋼渣顆粒吸附容量，mg/kg;

C—平衡濃度，mg/L;

K—Freundlich 吸附系數(shù)，K 值的大小反映吸附速率;

b—常數(shù)。

1.2.3 鋼渣對(duì)As(III)吸附動(dòng)力學(xué)試驗(yàn)

稱取3 g 粒徑為60 目鋼渣顆粒裝入250 mL 的具塞錐形瓶中，加入100 mL 12 mg /L 模擬高砷［As(III)］廢水溶液，然后置于30 ±1 ℃、轉(zhuǎn)速為150 r/min 的恒溫振蕩器中連續(xù)振蕩。分別震蕩1、2、4、6、10、22、24、34、36 和48 h 后取出適量溶液于離心管中，在2 500 r/min 轉(zhuǎn)速下，離心2 min，測(cè)定離心后溶液中As(III)的濃度。根據(jù)濃度變化，求得某一時(shí)刻單位質(zhì)量基質(zhì)的As(III)吸附量，根據(jù)時(shí)間和吸附量作基質(zhì)吸附As(III)動(dòng)力學(xué)特征圖，采用Elovich 方程、雙常數(shù)方程和一級(jí)反應(yīng)方程模擬鋼渣吸附As(III)的動(dòng)力學(xué)過程，并得出動(dòng)力學(xué)模型參數(shù)值及特征值。所采用的動(dòng)力學(xué)方程及使用條件如表2 所示。

表2 常見的幾種離子吸附動(dòng)力學(xué)方程及使用條件［14，15］Tab.2 Equations for Kinetics of Ion Adsorption and Their Application Condition

1.2.4 濾液中As 的分析方法

在本研究采用氫化物發(fā)生-原子熒光光譜儀(北京科創(chuàng)海光有限公司AFS-230E)對(duì)濾液中As(III)剩余濃度進(jìn)行測(cè)定。測(cè)定條件:光電倍增管負(fù)高壓為300 V，燈電流為 30 mA，載氣流量為300 mL/min，原子化器高度為8 mm，屏蔽氣流量為800 mL /min，原子化器溫度為200 ℃，讀數(shù)時(shí)間為10 s。

該儀器適用于低濃度砷溶液的測(cè)定，其檢測(cè)范圍為10 ～120 ng/mL。操作步驟如下［16］。

向離心后的As(III)溶液中添加10%體積的鹽酸(優(yōu)級(jí)純)、10%體積的濃度為50 g/L 的抗壞血酸和10%體積的濃度為50 g /L 的硫脈溶液。根據(jù)原子熒光光譜儀的檢測(cè)范圍和吸附劑的吸附情況，對(duì)溶液進(jìn)行稀釋、定容、搖勻。將搖勻后的As(III)溶液放置5 ～6 h 后，按設(shè)定好的程序上機(jī)測(cè)定濃度。

As(III)標(biāo)準(zhǔn)曲線繪制:于8 個(gè)砷化氫發(fā)生瓶中，分別加入0、1.00、2.50、5.00、10.00、15.00、20.00 和25.00 μg 砷標(biāo)準(zhǔn)溶液，加水至50 mL，分別加入4 mL 濃硫酸后進(jìn)行顯色操作，以三氯甲烷為參比在510 nm 波長(zhǎng)處測(cè)量吸光度，得到吸光度-As(III)含量的標(biāo)準(zhǔn)曲線如圖1 所示。由圖1 可知標(biāo)準(zhǔn)曲線的線性相關(guān)性較好，R2= 0.995 8。

圖1 As(III)標(biāo)準(zhǔn)曲線Fig.1 Standard Curve of As(III)Determination

1.3 數(shù)據(jù)處理與統(tǒng)計(jì)方法

鋼渣對(duì)As(III)的去除率計(jì)算如下式所示。

其中C0—模擬含砷廢水的As(III)初始濃度，mg/L;

C—處理后廢水的As(III)濃度，mg/L。

鋼渣對(duì)含砷廢水中As(III)的吸附量計(jì)算如下式所示［17］。

其中qe—單位質(zhì)量吸附劑的平衡吸附量，mg/g;

Ce—As(III)的平衡濃度，mg/L;

C0—As(III)的初始濃度，mg/L;

V—溶液的體積，mL;

m—鋼渣的質(zhì)量，g。

以上試驗(yàn)均設(shè)6 個(gè)重復(fù)，最后取平均值。試驗(yàn)數(shù)據(jù)采用Excel 2010 和SPSS19.0 統(tǒng)計(jì)軟件進(jìn)行處理，所有試驗(yàn)數(shù)據(jù)通過ANOVA 變異分析程序進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，采用鄧肯新復(fù)極差檢驗(yàn)法對(duì)不同反應(yīng)條件下鋼渣去除As(III)差異進(jìn)行統(tǒng)計(jì)，P ＜0.05 的概率水平視為顯著。

2 結(jié)果與分析

2.1 鋼渣對(duì)溶液中As(III)去除效果分析

不同反應(yīng)條件下鋼渣對(duì)水溶液中As(III)的去除效果如圖2 所示。

圖2 不同反應(yīng)條件下鋼渣對(duì)溶液中As(III)的去除效果Fig.2 Effect of Steel Slag on As(III)Removal at Different Conditions

初始As(III)濃度對(duì)鋼渣去除作用具有一定的影響(如圖2a)。總體來說，在所設(shè)置的不同初始濃度范圍內(nèi)，鋼渣對(duì)As(III)均具有較好的去除效果。隨著初始濃度增加，其去除率有所下降，但是在初始濃度低于20 mg/L 時(shí)，鋼渣對(duì)As(III)去除率均高于90%。

吸附材料投加量會(huì)對(duì)污染物吸附產(chǎn)生重要影響。從理論上來說，投加量越高，對(duì)污染物吸附量越大，其去除效果也越好。但是，考慮到成本和技術(shù)上要求，吸附材料用量也不宜過大，應(yīng)確定一個(gè)最佳投加量。不同鋼渣投加量下，對(duì)As(III)的吸附和去除率如圖2b 所示。由圖2b 可知對(duì)初始濃度為12 mg/L的含As(III)廢水而言，當(dāng)鋼渣投加量為1 g時(shí)，As(III)去除率僅為38.5%，但是隨著鋼渣投加量增大，As(III)去除率迅速提高，當(dāng)鋼渣投加量提高到3 g 時(shí)，對(duì)As(III)的去除率已高達(dá)98.7%，此時(shí)溶液中As(III)濃度為0.156 mg /L，說明鋼渣對(duì)As(III)具有良好的去除能力。但當(dāng)鋼渣投加量繼續(xù)增加時(shí)，對(duì)水溶液中As(III)的去除率并無明顯增加。

由圖2c 可知溶液初始pH 對(duì)鋼渣吸附As(III)的性能影響較大。在初始溶液呈酸性(pH =3)的條件下，鋼渣對(duì)溶液中As(III)的去除率為55.7%，表明即使在酸性條件下，鋼渣仍具有一定的As(III)吸附性能，這是因?yàn)殇撛某煞种泻写罅恳姿獾腃aO，而當(dāng)CaO 溶于水中會(huì)形成Ca(OH)2具有一定堿性，從而對(duì)酸度具有較好的中和作用。但隨著溶液初始pH 增加，鋼渣對(duì)As(III)的去除率呈現(xiàn)明顯提高的態(tài)勢(shì)，當(dāng)溶液初始pH 為11 時(shí)，鋼渣對(duì)As(III)的去除率已達(dá)到最高值，為99.7%。但是隨著pH 進(jìn)一步增加，鋼渣對(duì)As(III)的去除率略有降低，不過仍保持較高的去除性能。鋼渣吸附As(III)受pH 影響機(jī)制可歸納為［18-20］:(1)pH 影響吸附基質(zhì)表面孔隙的結(jié)構(gòu)化學(xué)特性，引起吸附固相表面的變化，使吸附As(III)點(diǎn)位數(shù)量和形態(tài)發(fā)生改變;(2)pH 影響水中其他溶解質(zhì)的解離度和帶電情況及水中As(III)的存在狀態(tài)，不同形態(tài)的As(III)離子吸附能力是不同的，這些對(duì)As(III)的吸附都有一定的影響;(3)OH-為陰離子，與砷酸根存在著吸附競(jìng)爭(zhēng)作用。

相對(duì)于鋼渣投加量和初始溶液pH，溫度對(duì)鋼渣吸附As(III)性能的影響不是非常明顯(如圖2d)，但總體而言，隨著反應(yīng)溫度的升高，鋼渣對(duì)溶液中的As(III)的吸附和去除性能均有所增加。在較低溫(5 和15 ℃)的條件下，鋼渣對(duì)溶液中的As(III)的吸附和去除性能隨溫度上升，增加較為明顯;在高溫(45 和55 ℃)的條件下，鋼渣對(duì)溶液中的As(III)的吸附和去除性能隨溫度上升增加非常緩慢，幾乎可以忽略不計(jì)。所以，考慮到經(jīng)濟(jì)成本，實(shí)際工程應(yīng)用中一般常溫條件下，完全可以滿足鋼渣對(duì)含As(III)廢水的處理效果。

2.2 鋼渣對(duì)As(III)吸附的熱力學(xué)特征

用平衡法研究底泥、土壤體系的吸附現(xiàn)象時(shí)，常采用Langmuir 方程和Freundlich 方程來擬合其固體表面吸附量和平衡溶液濃度之間的關(guān)系［21］。根據(jù)As(III)鋼渣吸附試驗(yàn)數(shù)據(jù)繪制等溫吸附曲線，結(jié)果如圖3 所示，擬合參數(shù)如表3 所示。

圖3 鋼渣對(duì)As(III)吸附的Langmuir 和Freundlich吸附等溫線Fig.3 Langmuir and Freundlich Isotherm for Adsorption of As(III)by Steel Slag

表3 鋼渣吸附As(III)的等溫吸附方程相關(guān)參數(shù)Tab.3 Relative Parameters of Thermodynamics Equation for Adsorption of As(III)by Steel Slag

由圖3 可知供試的鋼渣對(duì)As(III)的吸附均符合Langmuir 和Freundlich 吸附等溫線，兩個(gè)等溫吸附方程擬合程度均達(dá)極顯著水平，擬合系數(shù)為0.963 和0.991。相比較而言，鋼渣對(duì)As(III)的吸附特征與Freundlich 等溫吸附方程吻合性最好，相關(guān)系數(shù)R2達(dá)到0.99 以上。鋼渣在吸附As(III)過程中，初始階段吸附量迅速增加，隨著平衡濃度的增加，吸附逐漸趨于飽和，最后達(dá)到平衡，具有“快速吸附、緩慢平衡”的特點(diǎn)?？焖傥诫A段為鋼渣中的一些不定形物質(zhì)(如不定形鐵、鋁)對(duì)As(III)的化學(xué)吸附及黏粒上鹽基離子對(duì)As(III)的共價(jià)吸附所引起的。吸附速率快，表現(xiàn)為等溫吸附曲線上較陡的部分。慢速吸附階段則是由基質(zhì)對(duì)As(III)的物理化學(xué)吸附和物理吸附所引起的，吸附速度較慢，在As(III)等溫吸附曲線上表現(xiàn)為較平緩的部分。鋼渣在起始濃度很低時(shí)，吸附容量上升明顯，當(dāng)初始As(III)濃度分別為12和25 mg/L 時(shí)，鋼渣的吸附容量隨濃度的上升趨勢(shì)減緩，當(dāng)As(III)初始濃度大于30 mg /L 時(shí)，曲線則趨于平滑，表明吸附量達(dá)到飽和。

Freundlich 等溫吸附方程中K 可以粗略地表示吸附能力，K 值越大，表示基質(zhì)的吸附能力越強(qiáng)［22］，供試鋼渣的吸附平衡常數(shù)為3.38 ×104。b 可以粗略地表示吸附基質(zhì)的吸附強(qiáng)度，其值為0.1 ～0.5，表示吸附容易進(jìn)行，其值大于2，則表示吸附很難進(jìn)行［22］。由表3 可知，供試鋼渣b 為0.235，表明鋼渣可較容易吸附水溶液中As(III)，可以成為高砷水處理和凈化的良好吸附材料。最大吸附容量Xm是吸附材料庫(kù)容的一種標(biāo)志，是反映吸附材料吸附As(III)的容量因子［23］。鋼渣吸附材料具有極高的最大吸附容量，高達(dá)3.58 ×104mg/kg。

2.3 鋼渣對(duì)As(III)吸附的動(dòng)力學(xué)特征

利用一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程、Elovich 方程和雙常數(shù)方程擬合鋼渣對(duì)As(III)的吸附動(dòng)力學(xué)數(shù)據(jù)，結(jié)果如圖4 所示，擬合參數(shù)如表4 所示。

圖4 鋼渣對(duì)溶液中As(III)吸附動(dòng)力學(xué)Fig.4 Adsorption Dynamics of As(III)by Steel Slag

表4 鋼渣對(duì)As(III)吸附動(dòng)力學(xué)方程相關(guān)參數(shù)值Tab.4 Relative Parameters of Adsorption Dynamics of As(III)by Steel Slag

由圖4 可知在吸附初期，吸附量隨時(shí)間增加較快，曲線較陡;吸附后期，吸附量隨時(shí)間增加較慢，曲線較為平緩，最終達(dá)到吸附平衡。達(dá)到吸附平衡的時(shí)間就是最佳的吸附時(shí)間。分段解析基質(zhì)的吸附動(dòng)力學(xué)曲線，有2 個(gè)明顯的折點(diǎn)，即曲線可分為快、中、慢三段反應(yīng)。說明從時(shí)間角度看，吸附基質(zhì)固相表面存在著高、中、低能量的吸附點(diǎn)位。這與從濃度角度看，吸附劑固相表面存在著能量不同的吸附區(qū)域的結(jié)論相類似。

由表4 可知鋼渣對(duì)As(III)的吸附動(dòng)力學(xué)數(shù)據(jù)均符合一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程、Elovich 方程和雙常數(shù)方程，擬合優(yōu)度用相關(guān)系數(shù)(R2)在0.92 ～0.98，表明3 個(gè)動(dòng)力學(xué)方程均達(dá)顯著或極顯著水平。但是，相比較而言，鋼渣對(duì)As(III)的吸附以Elovich 方程為最佳模型，其次是一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程和雙常數(shù)速率方程。鋼渣對(duì)As(III)的吸附是十分復(fù)雜的動(dòng)力學(xué)過程，通常包括快吸附和慢吸附。在吸附的初始階段，吸附速率很大，這是因?yàn)锳s(III)主要吸附在固相物質(zhì)的外表面。當(dāng)外表面達(dá)到吸附飽和時(shí)，As(III)進(jìn)入到粒子間，主要由顆粒的內(nèi)表面進(jìn)行吸附。鋼渣對(duì)As(III)的吸附飽和時(shí)間較短，基本在10 h 達(dá)到平衡。

一級(jí)反應(yīng)方程對(duì)As(III)的吸附也有很好的擬合性。一級(jí)反應(yīng)方程可以擬合得到As(III)的最大吸附量和吸附速率常數(shù)。吸附速率常數(shù)K 是指趨向平衡時(shí)的速率變化，K 值越大，越易達(dá)到平衡。表4 中可以明顯看出，相對(duì)于其他常見的吸附材料(如礫石、沸石和頁巖陶粒等)，鋼渣吸附速率常數(shù)K 明顯更高，而且吸附速率越大，平衡時(shí)間越短，這與動(dòng)力學(xué)特征曲線得到的平衡時(shí)間結(jié)論一致。

As(III)吸附和解吸的傳質(zhì)過程是吸附質(zhì)以濃度差(Cf-Ci)為推動(dòng)力先擴(kuò)散到吸附劑顆粒表面附近，然后穿過液膜界面的擴(kuò)散，此過程稱為外擴(kuò)散。傳質(zhì)速度方程中以流體相濃度表示的膜擴(kuò)散控制推動(dòng)式如下式所示。

其積分式如下式所示。

符合一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程的特征，說明鋼渣基質(zhì)對(duì)As(III)的吸附過程是液膜擴(kuò)散為其主控步驟的擴(kuò)散［22］。雙常數(shù)方程實(shí)際上是修正的Frendlich 方程，也用來描述基質(zhì)表面能量分布的非均質(zhì)性［24］。

3 結(jié)論

(1)鋼渣對(duì)溶液中的As(III)去除效果受到不同反應(yīng)條件影響，在初始濃度低于20 mg /L 的條件下，鋼渣對(duì)As(III)的去除率均能達(dá)到90%以上。隨著鋼渣投加量增加，其對(duì)水溶液中As(III)的去除率也會(huì)呈現(xiàn)不同幅度的增加。堿性條件有利于鋼渣對(duì)溶液中As(III)的去除，而酸性條件對(duì)溶液中As(III)仍具有較好的去除效果。總體來說，鋼渣對(duì)溶液中的As(III)去除效果受溫度影響不是很明顯。

(2)鋼渣在吸附As(III)過程中，初始階段吸附量迅速增加，隨著平衡濃度的增加，吸附逐漸趨于飽和，最后達(dá)到平衡，具有“快速吸附、緩慢平衡”的特點(diǎn)，其最大吸附容量高達(dá)3.58 ×104mg/kg。鋼渣對(duì)As(III)的吸附均符合Langmuir 和Freundlich 吸附等溫線，但與Freundlich 等溫吸附方程吻合性最好，相關(guān)系數(shù)R2達(dá)到0.99 以上。

(3)鋼渣對(duì)As(III)的吸附動(dòng)力學(xué)數(shù)據(jù)均符合一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程、Elovich 方程和雙常數(shù)方程，R2在0.92 ～0.98 之間。相比較而言，鋼渣對(duì)As(III)的吸附以Elovich 方程為最佳模型，其次是一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程和雙常數(shù)速率方程。鋼渣對(duì)As(III)的吸附飽和時(shí)間較短，基本在10 h 達(dá)到平衡。

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