不同掛膜方式成熟濾料去除地下水中As(Ⅲ)研究

程麗杰,黃廷林,程 亞,李 埜

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不同掛膜方式成熟濾料去除地下水中As(Ⅲ)研究

程麗杰,黃廷林*,程 亞,李 埜

(西安建筑科技大學(xué)環(huán)境與市政工程學(xué)院,陜西 西安 710055)

通過動(dòng)力學(xué)和動(dòng)態(tài)柱實(shí)驗(yàn)對(duì)比研究了不同掛膜方式成熟濾料去除地下水中As(Ⅲ)效能.并采用SEM-EDS?XRD及FTIR等表征手段對(duì)濾料形態(tài)和結(jié)構(gòu)進(jìn)行了分析.結(jié)果表明,兩種濾料的形貌具有較大差異.采用化學(xué)掛膜的濾料去除As(Ⅲ)性能更優(yōu).二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型能較好地模擬兩種濾料除As(Ⅲ)動(dòng)力學(xué)過程,自然掛膜濾料和化學(xué)掛膜濾料擬合速率常數(shù)分別為8.568×10-6和14.248×10-6mg/(g·min).Yan模型對(duì)動(dòng)態(tài)柱實(shí)驗(yàn)穿透曲線的擬合系數(shù)2>0.999.通過脫附再生實(shí)驗(yàn),發(fā)現(xiàn)0.5mol/L的NaHCO3作為脫附劑可使濾料有效再生.對(duì)比過濾前后濾料的XRD分析結(jié)果,濾料結(jié)構(gòu)變化不大,除砷能力穩(wěn)定.濾料表面鐵錳氧化物含量直接影響濾料除As(Ⅲ)性能.兩種濾料在除砷過程中均消耗了羥基.本研究為不同方法去除地下水中As(Ⅲ)提供了理論支撐,具有一定工程指導(dǎo)意義.

化學(xué)掛膜濾料；自然掛膜濾料；地下水；As(Ⅲ)去除

砷作為一種毒性很強(qiáng)的污染物,長(zhǎng)期攝入將會(huì)導(dǎo)致癌癥和其他嚴(yán)重的健康問題.近年來水體中砷的轉(zhuǎn)移和去除引起了學(xué)者的廣泛關(guān)注[1].世界衛(wèi)生組織及各國(guó)先后將飲用水中砷的檢測(cè)標(biāo)準(zhǔn)定為10μg/L,我國(guó)《生活飲用水衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》(GB5749-2006)也將砷最高檢出限值規(guī)定為10μg/L[2].與As(Ⅴ)相比,As(Ⅲ)毒性大,移動(dòng)性強(qiáng),去除難度較大[3].錳氧化物可將As(Ⅲ) 氧化成As(Ⅴ)去除,因此在除砷工藝中發(fā)揮著重要作用[4-5],但由于尺寸大小和晶體結(jié)構(gòu)的差異,不同錳氧化物去除砷效果也相差較大. Gude等[6]和Oci-ński等[7]發(fā)現(xiàn)地下水處理廠濾池因長(zhǎng)期處理含鐵?錳水,表面不斷附著鐵氧化物和錳氧化物,除砷效果良好.結(jié)合前人研究,化學(xué)氧化還原法合成的活性鐵錳復(fù)合氧化膜具有氧化性強(qiáng),電荷零點(diǎn)低,比表面積大,表面活性強(qiáng)等特點(diǎn),可快速有效去除地下水中鐵?錳和氨氮等污染物[8],同時(shí)對(duì)As(Ⅴ)也有較好的去除效果,但尚未對(duì)As(Ⅲ)去除進(jìn)行探討[9].因此本研究以地下水中As(Ⅲ)為對(duì)象,評(píng)價(jià)了兩種不同掛膜方式的成熟濾料對(duì)地下水中As(Ⅲ)的去除效能,并對(duì)除As(Ⅲ)的機(jī)理進(jìn)行了初步探究,研究結(jié)果為不同掛膜方式濾料在水處理除砷技術(shù)中的應(yīng)用提供了一定的理論指導(dǎo).

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料與試劑

實(shí)驗(yàn)所用濾料分別取自通過化學(xué)法掛膜成熟1a的活性濾料(化學(xué)掛膜濾料)和西安市某水廠運(yùn)行1a以上的濾池濾料(自然掛膜濾料),均為濾池上層濾料.化學(xué)掛膜濾料利用中試濾柱系統(tǒng)進(jìn)行制備,前期向原水中投加2mg/L Mn2+、1mg/L Fe2+和強(qiáng)氧化劑KMnO4(原水水質(zhì)參數(shù)pH=7.9~8.1,Mn=0~ 0.08mg/L,Fe=0~0.13mg/L,NH4+-N=0~0.2mg/L),其中KMnO4投加量按鐵錳完全氧化需求量的90%計(jì)算.Fe2+?Mn2+不斷被KMnO4氧化形成Fe(OH)3和MnO2,即具有催化作用的鐵錳復(fù)合氧化膜截留在石英砂表面.后期濾料去除污染物能力穩(wěn)定后不再投加KMnO4[10].自然掛膜濾料取自西安市某地下水廠在自然條件下運(yùn)行1a以上形成的濾料,水質(zhì)參pH=7.8~8.0,Mn=0.05~0.10mg/L,Fe=0.05~0.1mg/L,NH4+-N=0.01~0.10mg/L.該水廠濾池進(jìn)水鐵?錳存在季節(jié)性超標(biāo)現(xiàn)象.

As(Ⅲ)由NaAsO2配置,實(shí)驗(yàn)用水為西安市北郊地下原水.實(shí)驗(yàn)所用藥品均為分析純.

1.2 實(shí)驗(yàn)方法

1.2.1 兩種濾料去除地下水中As(Ⅲ)效果和動(dòng)力學(xué)實(shí)驗(yàn) 對(duì)比研究化學(xué)掛膜濾料和自然掛膜濾料去除As(Ⅲ)效能,在搖床轉(zhuǎn)速150r/min,溫度T=(288±1) K條件下,采用西安市北郊地下水配制初始濃度為200μg/L As(Ⅲ)溶液.在500mL不同燒杯中分別加入20mL自然掛膜濾料和10mL化學(xué)掛膜濾料,為排除其他因素影響,加入兩組空白對(duì)照組(未投加砷的地下水),間隔20min、40min、1h、1.5h、2h、3h、5h、7h、10h、13h取樣,每次取樣5mL,過0.22μm濾膜加酸使pH<2,于4℃冰箱低溫保存,每組實(shí)驗(yàn)進(jìn)行3次平行實(shí)驗(yàn),研究吸附動(dòng)力學(xué)過程.

對(duì)上述實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)利用一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型和二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型進(jìn)行擬合.

一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型表達(dá)式為:

二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型表達(dá)式為:

式中:為吸附時(shí)間, min;q和e分別為時(shí)刻和吸附平衡時(shí)的吸附量, mg/g;1為一級(jí)動(dòng)力學(xué)反應(yīng)速率常數(shù), min-1;2為二級(jí)動(dòng)力學(xué)反應(yīng)速率常數(shù), mg/ (g·min).

1.2.2 動(dòng)態(tài)柱實(shí)驗(yàn)和濾料再生實(shí)驗(yàn) 為了進(jìn)一步考察兩種濾料在動(dòng)態(tài)條件下除As(Ⅲ)性能,進(jìn)行動(dòng)態(tài)柱實(shí)驗(yàn),采用西安市北郊地下水配制初始濃度為200μg/L As(Ⅲ)溶液.實(shí)驗(yàn)系統(tǒng)運(yùn)行參數(shù)如下:2個(gè)內(nèi)徑30mm濾柱,濾料填充高度10cm,空床接觸時(shí)間8min,流量8.831mL/min,連續(xù)運(yùn)行300個(gè)床體積,總時(shí)長(zhǎng)為40h,濾柱運(yùn)行10min后,系統(tǒng)穩(wěn)定,開始計(jì)時(shí),實(shí)驗(yàn)裝置如圖1所示.每次取樣5mL,過0.22μm濾膜加酸使pH<2,于4℃冰箱低溫保存,探究動(dòng)態(tài)條件下除砷效能.

采用Thomas模型和Yan模型對(duì)柱實(shí)驗(yàn)穿透曲線進(jìn)行模擬.

Thomas模型表達(dá)式為:

Yan模型表達(dá)式為:

式中:T代表Thomas速率常數(shù),L/(h·μg);Y為Yan速率常數(shù),L/(h·μg);T和Y分別代表Thomas最大固相濃度和Yan最大固相濃度,μg/g;為吸附劑質(zhì)量,g,其中自然掛膜濾料=134.7g,化學(xué)掛膜濾料=123.6g;為體積流速,0.53L/h;為反應(yīng)時(shí)間,h.

圖1 動(dòng)態(tài)柱實(shí)驗(yàn)裝置示意

同時(shí)為了考察兩種濾料再生性,進(jìn)行了脫附實(shí)驗(yàn),以最常用的NaHCO3作為脫附劑對(duì)濾料表面的砷進(jìn)行脫附,NaHCO3濃度為0.5mol/L.脫附時(shí)間為24h,直至上清液未檢測(cè)到砷,認(rèn)為脫附完全.之后按動(dòng)態(tài)柱實(shí)驗(yàn)操作,濾料與初始濃度為200μg/L As(Ⅲ)溶液進(jìn)行再反應(yīng).

1.3 分析測(cè)試方法

砷濃度測(cè)定采用9X原子熒光光譜儀.兩種濾料表面形態(tài)及元素分析采用掃描電子顯微鏡(SEM, Hitachi S-3400N)和電子能譜儀(EDS,Oxford INCA / ENERGY-350)測(cè)試.為了確定濾料晶體結(jié)構(gòu)和反應(yīng)前后濾料的結(jié)構(gòu)變化,進(jìn)行了X射線衍射(XRD)測(cè)試,XRD使用Ultiman IV衍射儀(Rigaku,Japan),在室溫下用Cu Kα (1.54?)靶獲取衍射圖像,束電壓和束電流分別設(shè)定為40kV和40mA,在2θ=7~75°范圍內(nèi)以0.02°/s的掃描速率進(jìn)行連續(xù)掃描.使用FTIR紅外光譜測(cè)試考察反應(yīng)前后濾料的分子結(jié)構(gòu)和化學(xué)鍵變化,波長(zhǎng)掃描范圍4000~400cm-1.

數(shù)據(jù)處理及擬合使用origin 9.1軟件.

2 結(jié)果與討論

2.1 兩種濾料形態(tài)組成對(duì)比

對(duì)兩種濾料實(shí)物進(jìn)行宏觀形態(tài)對(duì)比,如圖2所示,兩種濾料顏色有較大差異,自然掛膜濾料呈磚紅色,化學(xué)掛膜濾料則顏色偏黑.

圖2 濾料實(shí)物圖

將濾料放大50000倍進(jìn)行微觀測(cè)試如圖3,發(fā)現(xiàn)自然掛膜濾料表面物質(zhì)松散呈團(tuán)狀,而化學(xué)掛膜濾料表面呈板狀密實(shí),有明顯的顆粒堆疊.

采用電子能譜儀EDS,對(duì)化學(xué)掛膜濾料和自然掛膜濾料表面氧化物元素組成進(jìn)行分析,結(jié)果如表1.

表1 兩種濾料表面氧化物的組成比較

Table 1 Composition of oxides on the surface of the two film filter media

兩種濾料的主要構(gòu)成元素為Mn、Fe、Mg、Ca、Si、O,化學(xué)掛膜濾料中Mn、Fe含量明顯高于自然掛膜濾料,且化學(xué)掛膜濾料Fe/O和Mn/O(0.103, 0.187)大于自然掛膜濾料(0.025,0.065).

2.2 兩種濾料去除地下水中As(Ⅲ)效果和動(dòng)力學(xué)分析

化學(xué)掛膜濾料和自然掛膜濾料與As(Ⅲ)反應(yīng)趨勢(shì)相同(圖4),兩種濾料在反應(yīng)前200min,溶液中As(Ⅲ)、總砷快速下降,表明兩種濾料具有快速去除水中As(Ⅲ)的能力,之后下降趨勢(shì)緩慢.且在反應(yīng)初期,均有As(Ⅴ)的快速生成,說明兩種濾料前期可快速氧化As(Ⅲ).通過表1元素組成分析,兩種濾料表面均含有錳氧化物,在除砷過程中,錳氧化物作為氧化劑,可將As(Ⅲ)氧化成As(Ⅴ),從而使得As(Ⅲ)得面均含有錳氧化物,在除砷過程中,錳氧化物作為氧化劑,可將As(Ⅲ)氧化成As(Ⅴ),從而使得As(Ⅲ)得以轉(zhuǎn)化去除[11],在反應(yīng)100min左右時(shí)As(Ⅴ)濃度達(dá)到最大,之后下降最終達(dá)到平衡,As(Ⅴ)濃度降低歸因于濾料表面含有的鐵氧化物具有表面電荷高?比表面積大等特點(diǎn),對(duì)As(Ⅴ)有較強(qiáng)的吸附能力,可以提供充足的吸附點(diǎn)位[12].同時(shí)反應(yīng)生成的 As(Ⅴ)部分吸附在濾料表面,并不全部釋放到溶液中,從而阻礙了As(Ⅲ)繼續(xù)與氧化點(diǎn)位進(jìn)行反應(yīng).因此氧化As(Ⅲ)的反應(yīng)進(jìn)行到一定程度后,生成的 As(Ⅴ)濃度趨于平衡[13].

圖4 濾料與As(Ⅲ)反應(yīng)后溶液中As(Ⅲ)?As(Ⅴ)濃度隨時(shí)間的變化

內(nèi)嵌圖為總砷濃度隨時(shí)間變化

對(duì)比發(fā)現(xiàn),化學(xué)掛膜濾料溶液中As(Ⅲ)和總砷下降速率要明顯快于自然掛膜濾料,化學(xué)掛膜濾料在反應(yīng)200min內(nèi)溶液中的As(Ⅲ)被完全去除,自然掛膜濾料則需要400min左右.由內(nèi)嵌圖看出,與化學(xué)掛膜濾料反應(yīng)后溶液中最終總砷濃度要低于自然掛膜濾料,說明化學(xué)掛膜濾料去除砷速率更快?能力更強(qiáng).同時(shí)化學(xué)掛膜濾料產(chǎn)生As(Ⅴ)的濃度曲線曲率更大、積分面積更大,表明反應(yīng)過程中化學(xué)掛膜濾料氧化As(Ⅲ)為As(Ⅴ)的速率更快,效果更好.且由于自然掛膜濾料的體積是化學(xué)掛膜濾料的2倍,與自然掛膜濾料相比,化學(xué)掛膜濾料除砷用量少、效果好.化學(xué)掛膜濾料表面氧化物成分中鐵、錳含量高,含有較多的鐵錳氧化物,同時(shí)鈣鎂雜原子的存在也一定程度上提高了化學(xué)掛膜濾料的活性[14-15].

對(duì)上述數(shù)據(jù)采用一級(jí)動(dòng)力學(xué)和二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型進(jìn)行模擬,擬合結(jié)果如表2所示.

表2 一級(jí)和二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型的動(dòng)力學(xué)參數(shù)

Table 2 Kinetic parameters of the first-order model and second-order model

從擬合結(jié)果來看,二級(jí)動(dòng)力學(xué)能夠更好的擬合兩種濾料去除As(Ⅲ)動(dòng)力學(xué)過程(2>0.999),因此兩種濾料去除As(III)過程均為化學(xué)吸附[16].化學(xué)掛膜濾料去除As(Ⅲ)的速率為14.248×10-6mg/(g·min),高于自然掛膜活性濾料8.568×10-6mg/(g·min),表明化學(xué)掛膜濾料與As(Ⅲ)反應(yīng)速度更快,結(jié)果與靜態(tài)實(shí)驗(yàn)一致.

2.3 動(dòng)態(tài)柱實(shí)驗(yàn)和濾料脫附再生實(shí)驗(yàn)

2.3.1 動(dòng)態(tài)柱實(shí)驗(yàn)與穿透曲線擬合 動(dòng)態(tài)柱實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖5,在反應(yīng)初期濾料表面吸附位點(diǎn)多,氧化能力強(qiáng),兩種濾料可完全去除As(Ⅲ),出水砷濃度為0μg/L,隨著運(yùn)行時(shí)間延長(zhǎng),濾料表面吸附位點(diǎn)不斷被占據(jù),出水砷濃度不斷增加.運(yùn)行2.5h后自然掛膜濾料出水濃度增長(zhǎng)速度明顯大于化學(xué)掛膜濾料,在約29h后自然掛膜濾料出水濃度達(dá)187μg/L,化學(xué)掛膜濾料運(yùn)行37h出水砷濃度為179μg/L,可見化學(xué)掛膜濾料動(dòng)態(tài)除砷效果比自然掛膜濾料好.

圖5 動(dòng)態(tài)柱穿透曲線擬合

計(jì)算可得,化學(xué)掛膜濾料對(duì)As(Ⅲ)的實(shí)際去除量為27.73mg/L,約為自然掛膜濾料對(duì)As(Ⅲ)實(shí)際去除量(12.67mg/L)的兩倍.化學(xué)掛膜濾料動(dòng)態(tài)除砷性能更優(yōu).

對(duì)動(dòng)態(tài)穿透曲線數(shù)據(jù)采用Yan模型和Thomas模型進(jìn)行擬合,擬合結(jié)果如圖5,模型擬合參數(shù)如表3.Yan模型擬合回歸系數(shù)2>0.999,相比Thomas模型擬合效果更好.Thomas模型因?yàn)闆]有對(duì)初始濃度做設(shè)定,導(dǎo)致模擬數(shù)據(jù)在反應(yīng)時(shí)間為0h時(shí)出水砷濃度不為0μg/L,違背實(shí)際實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù),由圖5可以看出.正是因?yàn)榍€起始點(diǎn)的擬合偏差,導(dǎo)致Thomas模型相對(duì)Yan模型擬合較差[17].但Thomas模型計(jì)算出吸附量較大,Yan模型計(jì)算出的吸附容量不及實(shí)際吸附容量的1/3, Pokhrel等[18]利用附著鐵氧化真菌的生物柱除砷過程中也得到了相似的擬合結(jié)果.

表3 Yan模型和Thomas模型穿透曲線擬合參數(shù)

Table 3 Yan model and Thomas model breakthrough curve fitting parameters

2.3.2 濾料脫附再生實(shí)驗(yàn) 在動(dòng)態(tài)柱吸附實(shí)驗(yàn)中兩種濾料均出現(xiàn)砷穿透現(xiàn)象,為了考察濾料的再生性,采用0.5mol/L的NaHCO3進(jìn)行脫附實(shí)驗(yàn),再吸附效果如圖6所示.兩種濾料第二次吸附穿透曲線和第一次相差不大,表明NaHCO3作為脫附劑對(duì)濾料表面吸附的砷具有很好的脫附效果,未破壞濾料表面原有的物質(zhì),濾料再生性效果良好.整體而言,再吸附過程中,化學(xué)掛膜濾料去除效果依舊相對(duì)自然掛膜濾料好.

圖6 濾料經(jīng)0.5mol/L NaHCO3脫附前后吸附穿透曲線

2.4 不同方式掛膜成熟濾料去除地下水中As(Ⅲ)機(jī)理探究

為進(jìn)一步探究化學(xué)掛膜濾料的性能為何優(yōu)于自然活性濾料,通過XRD確定兩種濾料表面錳氧化物的相位和結(jié)晶度.由XRD較寬的衍射峰(圖7)得出,兩種濾料結(jié)晶度差,因而可以提供更多的表面吸附點(diǎn)位[19].化學(xué)掛膜濾料結(jié)構(gòu)與程亞之前研究結(jié)果一致,主要以錳氧化物為主[10],自然掛膜濾料表面含有較多的SiO2.化學(xué)掛膜濾料和自然掛膜濾料的成分決定了除砷性能的差異.另外,對(duì)過濾前后的濾料進(jìn)行測(cè)試,發(fā)現(xiàn)過濾前后兩種濾料的晶形和相位都沒有發(fā)生太大變化,表明氧化膜的結(jié)構(gòu)并未有發(fā)生本質(zhì)上的變化,濾料除砷性能穩(wěn)定.

圖7 過濾前后濾料的X射線衍射圖

將兩種濾料與不同濃度As(Ⅲ)反應(yīng),對(duì)反應(yīng)前后濾料進(jìn)行全反射傅里葉紅外光譜分析,考察分子結(jié)構(gòu)和化學(xué)鍵的變化.測(cè)試結(jié)果如圖8,兩種濾料在波數(shù)3300cm-1處的峰對(duì)應(yīng)-OH伸縮振動(dòng),1625cm-1處為濾料表面吸附水分子的-OH吸收峰[20].從圖中看到,與不同濃度As(Ⅲ)反應(yīng)之后,3300cm-1處-OH伸縮振動(dòng)峰逐漸減弱,表明兩種濾料去除As(Ⅲ)過程中-OH不斷被消耗.同時(shí)注意到隨著As(Ⅲ)溶液濃度的增大,自然掛膜濾料在796cm-1和776cm-1出現(xiàn)新峰.化學(xué)掛膜濾料在948cm-1的峰逐漸消失,在1096cm-1處出現(xiàn)新峰,波數(shù)948cm-1和1069cm-1處的峰位與Fe-OH和Mn-OH的彎曲振動(dòng)有關(guān)[21],表明去除As(Ⅲ)過程中Fe-OH和Mn-OH參與了反應(yīng).

3 結(jié)論

3.1 濾料的形態(tài)在除砷過程中起著重要作用,兩種濾料形態(tài)差異較大,自然掛膜濾料表面松散呈團(tuán)狀,化學(xué)掛膜濾料形態(tài)呈板狀且密實(shí),有明顯的顆粒堆疊.

3.2 兩種濾料均具有去除地下水中As(Ⅲ)的能力,As(Ⅲ)都可被氧化成As(Ⅴ),后經(jīng)吸附得以去除.相比自然掛膜濾料,化學(xué)掛膜濾料除As(Ⅲ)效果更好,用量更少.二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型可以較好地模擬兩種濾料除砷動(dòng)力學(xué)過程.自然掛膜濾料和化學(xué)掛膜濾料擬合速率常數(shù)為14.248×10-6和8.568×10-6mg/(g·min).

3.3 動(dòng)態(tài)柱實(shí)驗(yàn)中兩種濾料去除As(Ⅲ)的出水均發(fā)生穿透現(xiàn)象,化學(xué)掛膜濾料效果優(yōu)于自然掛膜濾料,Yan模型擬合穿透曲線2>0.999,但Thomas模型計(jì)算出的吸附量更符合實(shí)驗(yàn)結(jié)果.NaHCO3作為脫附劑,使濾料能夠有效再生.

3.4 濾料掛膜過程中在表面形成的鐵錳氧化物對(duì)As(Ⅲ)去除起主導(dǎo)作用.化學(xué)掛膜濾料制備簡(jiǎn)單，且膜表面高含量的錳氧化物易將As(Ⅲ)氧化為As(Ⅴ),同時(shí)鐵氧化物為產(chǎn)生的As(Ⅴ)提供了更多的吸附點(diǎn)位.過濾前后兩種濾料結(jié)構(gòu)沒有發(fā)生改變,除砷效果可靠.除砷過程中兩種濾料均消耗了-OH.化學(xué)掛膜濾料在去除As(Ⅲ)過程中Mn-OH和Fe-OH參與了反應(yīng).

[1] Choong T S Y, Chuah T G, Robiah Y, et al. Arsenic toxicity, health hazards and removal techniques from water: an overview [J]. Desalination, 2007,217(1):139-166.

[2] 曾輝平,尹 燦,李 冬,等.基于鐵錳泥的除砷吸附劑性能比較及吸附機(jī)理[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2018,38(9):3373-3379.

[3] Zhu M Q, Paul K W, Kubicki J D, et al. Quantum chemical study of arsenic (III, V) adsorption on Mn-oxides: implications for arsenic(III) oxidation [J]. Environmental Science & Technology, 2009,43(17): 6655-6661.

[4] 彭昌軍.鐵氧化物及鐵錳復(fù)合氧化物對(duì)砷的吸附及其應(yīng)用研究[D]. 廈門:廈門大學(xué), 2014.

[5] 王 楠.鐵錳氧化物對(duì)砷的吸附和氧化特性研究[D]. 沈陽(yáng):沈陽(yáng)農(nóng)業(yè)大學(xué), 2012.

[6] Gude J C, Rietveld L C, Van H D. Fate of low arsenic concentrations during ful-scale aeration and rapid filtration [J]. Water Research, 2016,88:566-574.

[7] 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.

[8] 武俊檳,黃廷林,程 亞,等.催化氧化除鐵錳氨氮濾池快速啟動(dòng)的影響因素[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2017,37(3):1003-1008.

[9] 李 埜,黃廷林,程 亞,等.催化氧化濾池中As(V)與鐵?錳?氨氮的協(xié)同去除[J]. 中國(guó)給水排水, 2017,(23):5-9.

[10] Cheng Y, Huang T, Sun Y, et al. Catalytic oxidation removal of ammonium from groundwater by manganese oxides filter: Performance and mechanisms [J]. Chemical Engineering Journal, 2017, 322:82-89.

[11] Oscarson D W, Huang P M, Defosse C, et al. Oxidative power of Mn(IV) and Fe(III) oxides with respect to As(III) in terrestrial and aquatic environments [J]. Nature. 1981,291:50-51.

[12] 常方方,曲久輝,劉銳平,等.鐵錳復(fù)合氧化物的制備及其吸附除砷性能[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2006,26(11):1769-1774.

[13] Wu Y, Li W, Sparks D L. The effects of iron(II) on the kinetics of arsenic oxidation and sorption on manganese oxides [J]. Journal of Colloid & Interface Science, 2015,457(1):319-328.

[14] Baktash E, Zaharieva I, Schr?der M, et al. Cyanamide route to calcium-manganese oxide foams for water oxidation [J]. Dalton Transactions, 2013,42(48):16920-16929.

[15] Limburg J, Szalai V A, Brudvig G W. A mechanistic and structural model for the formation and reactivity of a MnV=O species in photosynthetic water oxidation [J]. Journal of the Chemical Society Dalton Transactions, 1999,9:1353-1362.

[16] 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, 2015,193:243-249.

[17] 楊 婧.固定床反應(yīng)器中復(fù)合脫氟劑吸附性能的研究[D]. 武漢:華中科技大學(xué), 2011.

[18] Pokhrel D, Viraraghavan T. Arsenic removal in an iron oxide-coated fungal biomass column: analysis of breakthrough curves [J]. Bioresource Technology, 2008,99(6):2067-2071.

[19] 馬紅梅.微污染飲用水源中砷及幾種重金屬離子的吸附分離過程研究[D]. 上海:同濟(jì)大學(xué), 2007.

[20] Cheng Y, Huang T, Shi X, et al. Removal of ammonium ion from water by Na-rich birnessite: Performance and mechanisms [J]. Journal of Environmental Sciences, 2017,57(7):402-410.

[21] 路希鑫.新生態(tài)鐵錳氧化物和新生態(tài)錳氧化物去除水中痕量汞的效能及機(jī)理[D]. 哈爾濱:哈爾濱工業(yè)大學(xué), 2015.

A comparative study on removal of As(III) in groundwater by mature filter media formed in different ways.

CHENG Li-jie, HUANG Ting-lin*, CHENG Ya, LI Ye

(School of Environmental and Municipal Engineering, Xi'an University of Architecture and Technology, Xi'an 710055, China)., 2018,38(12)：4524~4529

A comparative study on the kinetics and column experiment of As(III) removal from groundwater by mature filter media formed in different ways was conducted. Besides,a variety of characterization methods were used to analyze the morphology and structure of the two film filter media. The results showed that the morphology was quite different. As(III) could be removed more effectively by the chemical film filter media. The second-order model was able to simulate the kinetics of As(III) removal well. The fitting rate constants of natural and chemical film filter media were 8.568×10-6and 14.248×10-6mg/(g·min), respectively. The Yan model has a fitting regression coefficient of2>0.999 for the dynamic column breakthrough curve. At the same time, the experiment of desorption and regeneration was carried out. It was found that NaHCO3as a desorbent could effectively regenerate the filter media. According to the XRD results of the filter media before and after the filtration, the surface structure did not change much, thus the arsenic removal ability is stable. The content of iron and manganese oxides on the surface of film filter media directly affects the arsenic removal performance. Both film filter media consume hydroxyl groups during the arsenic removal process. The research provides theoretical support for the removal of arsenic from groundwater by different methods and has certain engineering guidance.

chemical film filter media；natural film filter media；groundwater；As(III) removal

X523

A

1000-6923(2018)12-4524-06

程麗杰(1994-),女,甘肅天水人,碩士研究生,主要研究水源水質(zhì)微污染控制.

2018-05-02

國(guó)家重點(diǎn)研發(fā)計(jì)劃項(xiàng)目(2016YFC0400706);國(guó)家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(51778521)

* 責(zé)任作者, 教授, huangtinglin@xauat.edu.cn