王翠翠,陳秋玲,劉樹(shù)根,何文豪,寧 平,郜華萍(昆明理工大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,云南 昆明 650500)

超聲鐵鹽改性黃磷水淬渣的制備及除砷性能研究

王翠翠,陳秋玲,劉樹(shù)根,何文豪,寧 平,郜華萍*(昆明理工大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,云南 昆明 650500)

以黃磷水淬渣為原料,采用超聲輔助鐵鹽的方法對(duì)其進(jìn)行改性,利用改性后的黃磷水淬渣對(duì)廢水中 As(Ⅲ)進(jìn)行吸附.考察了超聲改性過(guò)程中鐵鹽種類(lèi),鐵鹽濃度及超聲時(shí)間對(duì)改性黃磷水淬渣吸附砷性能的影響,得出最佳制備條件：超聲鐵鹽溶液為FeCl3,濃度0.8mol/L及超聲時(shí)間 15min.通過(guò)傅里葉紅外光譜(FT-IR),掃描電鏡(SEM)和 X射線(xiàn)光電子能譜(XPS)對(duì)改性前后的黃磷水淬渣進(jìn)行表征.最佳制備條件下,Fe3+能很好的負(fù)載在黃磷水淬渣表面,對(duì)廢水中 As(Ⅲ)的去除效率達(dá)到 98.9%,較未改性的黃磷水淬渣提高了 38%.改性黃磷水淬渣對(duì)As(Ⅲ)的吸附過(guò)程符合準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程,擬合相關(guān)系數(shù)(R2)達(dá)到0.96以上;等溫吸附規(guī)律能夠同時(shí)滿(mǎn)足Langmuir和Freundlich等溫吸附模型,擬合相關(guān)系數(shù)(R2)均大于0.90.相比較而言,Langmuir等溫吸附模型對(duì)吸附過(guò)程有更好的描述.

黃磷水淬渣；超聲改性；含砷廢水；FeCl3；吸附

砷及砷的化合物對(duì)人體有極大的的毒害作用,可由呼吸道、皮膚和消化道進(jìn)入人體,引起神經(jīng)衰弱、多發(fā)性神經(jīng)病和皮膚黏膜等病變[1],其中三價(jià)砷的毒性要高于五價(jià)砷.隨著工業(yè)的發(fā)展,水體砷污染現(xiàn)象越來(lái)越嚴(yán)重.我國(guó)地下水砷含量超標(biāo)地區(qū)主要分布于山西、內(nèi)蒙古、寧夏、新疆 和吉林等7個(gè)省、自治區(qū),且超標(biāo)現(xiàn)象主要發(fā)生在偏遠(yuǎn)農(nóng)村地區(qū)[2-3].美國(guó)和歐盟已經(jīng)將飲水標(biāo)準(zhǔn)對(duì)砷的限值要求由 0.05mg/L 提高到了0.01mg/L[4].目前,處理含砷廢水的方法主要有微生物法、離子交換法、吸附法、化學(xué)沉淀法等.其中,吸附法被認(rèn)為是最有效的含砷廢水的處理方法[5-6].

黃磷水淬渣,簡(jiǎn)稱(chēng)“磷渣”[7],是電爐法制取黃磷時(shí),形成的工業(yè)廢渣,每隔 4h從電爐中下部排出.每生產(chǎn)1t黃磷副產(chǎn)約8～10t磷渣,我國(guó)目前每年將近產(chǎn)黃磷1000kt產(chǎn)生磷渣近9000kt[8-9].大量的磷渣堆放不僅占用耕地,而且堆放的磷渣經(jīng)雨水淋洗容易有磷、氟溶出滲入地下,對(duì)環(huán)境造成嚴(yán)重的危害[10].磷渣表面富含豐富的玻璃體結(jié)構(gòu),內(nèi)部是畸變的硅酸鹽網(wǎng)絡(luò)結(jié)構(gòu),存在孔穴和通道,本身具有一定的吸附作用.本研究利用超聲輔助鐵鹽對(duì)磷渣進(jìn)行改性,使鐵離子負(fù)載到磷渣表面,通過(guò)鐵與砷發(fā)生離子交換和共沉淀作用,提高其對(duì)廢水中 As( )Ⅲ 的去除率,進(jìn)一步得出超聲鐵鹽改性磷渣的最佳制備條件.采用傅里葉紅外光譜(FT-IR)、掃描電鏡(SEM)和X射線(xiàn)光電子能譜(XPS)對(duì)黃磷水淬渣進(jìn)行表征, Langmuir和 Freundlich 等溫吸附模型與Lagergren準(zhǔn)一級(jí)、準(zhǔn)二級(jí)吸附動(dòng)力學(xué)模型對(duì)實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合,探討磷渣的改性效果及對(duì)水體中As( )Ⅲ的吸附性能.

1 材料與方法

1.1 原料的制備

黃磷水淬渣取自云南某磷化工企業(yè).將黃磷水淬渣破碎后過(guò) 100目篩,用去離子水反復(fù)沖洗至上清液澄清、pH值穩(wěn)定,置于105℃條件干燥12h,制得樣品為未改性的黃磷水淬渣(標(biāo)記為X0).其主要化學(xué)成分采用 X射線(xiàn)熒光光譜儀(XRF)進(jìn)行測(cè)定,結(jié)果如表1所示.

表1 磷渣的主要化學(xué)組成Table 1 Chemical composition of phosphorous slag

1.2 儀器及試劑

儀器：原子熒光分光光度計(jì)(AF-610D,北京),超聲機(jī)(GH-10,北京),掃描電子顯微 Quanta200,美國(guó)),傅里葉變換紅外光譜儀(TENSOR27,德國(guó)).

試劑：三氧化二砷,化學(xué)純;硫脲,抗壞血酸,硼氫化鉀,NaOH,Fe2(SO4)3,FeCl3,FeCl2,FeSO4等,本實(shí)驗(yàn)所用試劑除另有注明外,均為符合國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)的分析純化學(xué)試劑.

1.3 吸附實(shí)驗(yàn)

稱(chēng)取0.5g過(guò)100目篩的改性黃磷水淬渣于裝有50mL 10mg/L的模擬含砷廢水的150mL具塞錐形瓶中,pH值調(diào)至9,置于恒溫(40±2)℃振蕩器上,按150r/min的轉(zhuǎn)速振蕩40min,振蕩結(jié)束后靜置 5min,上清液進(jìn)行過(guò)濾.采用原子熒光法[11]測(cè)定濾液中 As(Ⅲ)的剩余濃度,并計(jì)算廢水中As(Ⅲ)的去除率.

2 結(jié)果與討論

2.1 改性條件的參數(shù)優(yōu)化

2.1.1 鐵鹽種類(lèi)對(duì)改性黃磷水淬渣除砷性能的影響 稱(chēng)取0.5g X0,分別用50mL、0.4mol/L的Fe2(SO4)3溶液、FeCl3溶液、FeCl2溶液、FeSO4溶液浸漬 24h,控制反應(yīng)溫度為 30℃,超聲反應(yīng)10min,水洗至上清液澄清,制得改性黃磷水淬渣(標(biāo)記為 FexX0).分別稱(chēng)取 0.5g FexX0進(jìn)行As(Ⅲ)吸附實(shí)驗(yàn).結(jié)果如圖1所示.

圖1 鐵鹽種類(lèi)與吸附效果的關(guān)系Fig.1 The relationship between ferric salt classes and adsorption efficiency

由圖1可知,FeCl3對(duì)黃磷水淬渣的改性效果明顯優(yōu)于其他3種鐵鹽溶液,對(duì)廢水中As(Ⅲ)的去除率達(dá)到了97.93%,吸附量為0.979mg/g.與X0相比,FexX0對(duì)As(Ⅲ)去除率有明顯的增加,其中Fe3+的改性效果優(yōu)于 Fe2+.在同等實(shí)驗(yàn)條件下,FeCl3改性黃磷水淬渣對(duì) As(Ⅲ)的去除率較X0提高了37.03%.究其原因,是由于FeCl3更易于結(jié)合水生成FeOOH,負(fù)載于黃磷水淬渣上形成表面含氧官能團(tuán).FeOOH與砷有較高的親和力,可以通過(guò)FeOOH的配位羥基與砷的陰離子交換發(fā)生表面吸附[12]和 FeOOH與砷共沉淀將砷除去,從而提高其對(duì) As(Ⅲ)的吸附性能.較之硫酸根離子,氯離子更能提高黃磷水淬渣對(duì) As(Ⅲ)的吸附性能,這與肖靜等[13]人的研究結(jié)果一致,所以實(shí)驗(yàn)選擇FeCl3溶液作為改性劑.

2.1.2 鐵鹽濃度對(duì)改性黃磷水淬渣除砷性能的影響 稱(chēng)取 5份 0.5g X0,分別用 50mL濃度為0.2、0.4、0.6、0.8、1.0mol/L的FeCl3溶液浸漬24h,控制反應(yīng)溫度為30℃,超聲反應(yīng)10min,水洗至上清液澄清,制得改性黃磷水淬渣(標(biāo)記為FenX0).分別稱(chēng)取0.5g FenX0進(jìn)行As(Ⅲ)吸附實(shí)驗(yàn),實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖2所示.由圖可知,當(dāng)FeCl3濃度從0.2mol/L上升至0.4mol/L時(shí),As(Ⅲ)的去除率快速增加;隨著 FeCl3濃度的繼續(xù)升高,As(Ⅲ)的去除率增加緩慢;當(dāng) FeCl3濃度增加至0.8mol/L時(shí),As(Ⅲ)的去除率為 98.2%,吸附量為0.982mg/g,繼續(xù)增加濃度去除率不再增加反而出現(xiàn)下降趨勢(shì).原因是,當(dāng)FeCl3濃度為0.8mol/L時(shí),氧化反應(yīng)產(chǎn)生的鐵氧化合物在黃磷水淬渣表面的負(fù)載趨于飽和,FeCl3濃度繼續(xù)增加,過(guò)量的鐵氧化合物可能造成其孔徑阻塞,不利于吸附,所以去除率不升反降,故選用 0.8mol/L FeCl3溶液改性最佳.

圖2 FeCl3濃度與吸附效果的關(guān)系Fig.2 The relationship between FeCl3concentration and adsorption efficiency

2.1.3 超聲時(shí)間對(duì)改性黃磷水淬渣除砷性能的影響 稱(chēng)取5份0.5g X0,用50mL 0.8mol/L的FeCl3溶液浸漬 24h,調(diào)節(jié)反應(yīng)溫度為 30℃,控制反應(yīng)時(shí)間分別為1、5、10、15、20、25min,水洗至上清液澄清,制得改性黃磷水淬渣(標(biāo)記為FetX0).分別稱(chēng)取0.5g FetX0進(jìn)行As(Ⅲ)吸附實(shí)驗(yàn),實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖3所示.當(dāng)超聲時(shí)間≤15min時(shí), As(Ⅲ)的去除率隨著超聲時(shí)間的延長(zhǎng)而增加,超聲15min時(shí),改性效果最好,As(Ⅲ)的去除率達(dá)到98.9%,吸附量為 0.989mg/g;當(dāng)超聲時(shí)間＞15min時(shí),As(Ⅲ)的去除率不再增加,而是在 98.4%～98.9%之間上下浮動(dòng).其原因是,隨著超聲時(shí)間的增加黃磷水淬渣表面的吸附位點(diǎn)逐漸被鐵氧化合物占據(jù),當(dāng)超聲15min時(shí),吸附位點(diǎn)被完全占據(jù),繼續(xù)增加超聲時(shí)間黃磷水淬渣表面不再有鐵氧化合物負(fù)載.綜合考慮,改性黃磷水淬渣的超聲時(shí)間為15min時(shí)最佳.

圖3 超聲時(shí)間與吸附效果的關(guān)系Fig.3 The relationship between ultrasonic time and adsorption efficiency

2.2 表征

2.2.1 FT-IR分析 圖4為黃磷水淬渣改性前后的FT-IR圖譜.由圖4可以看出,最佳條件下制得的改性黃磷水淬渣(標(biāo)記為 FeCl3X0)在794cm-1處出現(xiàn)特征峰,此處對(duì)應(yīng)的峰為Fe-O的特征吸收峰[15],說(shuō)明 FeCl3X0表面有鐵負(fù)載.與X0相比,FeCl3X0在1437cm-1(1440～1375cm-1范圍內(nèi))和 1630cm-1左右峰的透射率增強(qiáng),該處對(duì)應(yīng)為羥基 O-H 特征吸收峰[14-15],鐵改性后羥基O-H特征吸收峰增強(qiáng),表明 FeCl3X0表面羥基O-H含量相對(duì)較高,可以判斷其由負(fù)載的鐵氧化物的O-H的伸縮振動(dòng)而產(chǎn)生.X0與FeCl3X0分別在1045cm-1和1014cm-1處出現(xiàn)較強(qiáng)的吸收峰,均在 Si-O鍵產(chǎn)生的伸縮振動(dòng)帶 1200～900cm-1的波數(shù)范圍內(nèi)[16],表明2種材料主要組成物質(zhì)沒(méi)有發(fā)生改變.FeCl3X0的FT-IR圖譜中羥基O-H特征吸收峰增強(qiáng)并且出現(xiàn) Fe-O特征吸收峰,表明鐵能很好的負(fù)載在黃磷水淬渣表面,增加其對(duì)廢水中As(Ⅲ)的吸附性能.

圖4 黃磷水淬渣改性前后紅外光譜圖Fig.4 FT-IR spectra of phosphorous slag before and after modification

圖5 黃磷水淬渣改性前、后的SEM電鏡圖Fig.5 SEM figures of phosphorous slag before and after modification

2.2.2 SEM分析 圖 5分別為超聲改性前、后黃磷水淬渣的掃描顯微鏡圖像.可以看出,改性前、后黃磷水淬渣的形貌特征發(fā)生了明顯的改變.X0顆粒表面光滑,只有一些晶體黏附在上面;FeCl3X0與X0相比,超聲波作用使顆粒結(jié)構(gòu)變得松散,表面粗糙、附著物質(zhì)增多.結(jié)合FT-IR可以推斷,黃磷水淬渣表面的附著物質(zhì)為鐵氧化合物,說(shuō)明 Fe3+在超聲波作用下能很好地負(fù)載在黃磷水淬渣表面,提高其對(duì) As(Ⅲ)的去除效果.

2.2.3 XPS分析 圖6、圖7分別為黃磷水淬渣改性前后及吸附后的XPS全譜圖及分峰擬合譜圖.圖6顯示,FeCl3X0在700～740eV范圍內(nèi)出現(xiàn)Fe2p結(jié)合能的峰,表面含F(xiàn)e約24.41%;吸附后在38～48eV范圍內(nèi)出現(xiàn)As3d結(jié)合能的峰,表面含As約4.08%.圖7(a)中,分峰擬合后,Fe2p的峰由 5個(gè)分峰組成,各分峰的結(jié)合能分別為724.88eV、718.65eV、713.83eV、711.97eV和710.45eV,其中第 4個(gè)分峰的結(jié)合能 711.97eV,接近于FeOOH的結(jié)合能711.8eV,其余四個(gè)分峰的結(jié)合能與鐵的氧化物的結(jié)合能接近[17-18],所以在FeCl3X0中,Fe以其氧化物和FeOOH的形式存在.圖 7(b)中,對(duì) As3d分峰擬合發(fā)現(xiàn),As3d的各分峰的結(jié)合能分別為45.32eV、44.39eV和43.24eV,第 1個(gè)分峰的結(jié)合能接近五價(jià)砷的結(jié)合能45.2eV,第2,3分峰的結(jié)合能接近三價(jià)砷的結(jié)合能44.3eV和43.24eV[19-20],因此吸附后材料中三價(jià)砷和五價(jià)砷均存在.由此可以推斷,存在FeOOH負(fù)載于黃磷水淬渣表面,其配位羥基與砷的陰離子交換發(fā)生表面吸附;溶液中部分三價(jià)砷氧化成五價(jià)砷,鐵與砷酸根和亞砷酸根反應(yīng)生成難溶的砷酸鐵和亞砷酸鐵沉淀從而將砷去除.

圖6 黃磷水淬渣改性前后及吸附后的XPS全譜圖Fig.6 Full-scan XPS spectra of phosphorous slag

圖7 黃磷水淬渣分峰擬合譜圖Fig.7 Fitting XPS spectra of phosphorous slag

2.3 吸附等溫線(xiàn)

在恒溫體系中,吸附達(dá)到平衡時(shí)的吸附量Qe與平衡濃度 Ce之間的關(guān)系,可用吸附等溫線(xiàn)表示[21].常見(jiàn)的吸附等溫線(xiàn)的理論模型主要有Langmuir吸附模型和Freundlich吸附模型[22].

Langmuir吸附等溫方程：

式中：qe為吸附量,mg/g;Qo為最大吸附量,mg/g; Ce為平衡濃度, mg/L;b為吸附常數(shù).

Freundlich吸附等溫方程：

式中：qe為吸附量,mg/g; Ce為平衡濃度, mg/L;K、n為Freundlich常數(shù).

采用Langmuir吸附模型和Freundlich吸附模型對(duì)實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合,如圖4和圖5所示,擬合方程的相關(guān)參數(shù)見(jiàn)表2.

圖8 Langmuir線(xiàn)性擬合模型Fig.8 Langmuir linear fitting model

圖9 Freundlich線(xiàn)性擬合模型Fig.9 Freundlic linear fitting model

表2 超聲鐵鹽改性黃磷水淬渣吸附As(Ⅲ)等溫線(xiàn)擬合參數(shù)Table 2 The fitting parameters of adsorption isotherms of As(Ⅲ) by ultrasonic-assisted ferric salts modified phosphorous slag

擬合后的Langmuir吸附等溫方程為：

擬合后的Freundlich吸附等溫方程為：

結(jié)合圖8、圖9和表2可知,擬合方程的R2值均達(dá)到了0.90以上,說(shuō)明Langmuir吸附等溫方程和 Freundlich吸附等溫方程均能很好的描述FeCl3X0對(duì) As(Ⅲ)的等溫吸附特征.根據(jù)相關(guān)系數(shù)R2可以看出,Langmuir吸附等溫方程更能很好的描述 FeCl3X0對(duì) As(Ⅲ)的吸附過(guò)程,說(shuō)明As(Ⅲ)主要以單分子層的形式被吸附在 FeCl3A0上[23].Freundlich方程中,n值介于 1～10之間,表明此吸附材料能有效吸附廢水中的As(Ⅲ)[24].

2.4 吸附動(dòng)力學(xué)

吸附動(dòng)力學(xué)描述了隨著吸附時(shí)間的延長(zhǎng),吸附質(zhì)在吸附劑上達(dá)到吸附平衡的過(guò)程[25].分別采用Lagergren準(zhǔn)一級(jí)、準(zhǔn)二級(jí)吸附動(dòng)力學(xué)模型對(duì)實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合,如圖5和圖6所示,擬合方程的相關(guān)參數(shù)見(jiàn)表3.

Lagergren準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型方程線(xiàn)性表達(dá)式為：

Lagergren準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型方程線(xiàn)性表達(dá)式為：

式中：qe為平衡吸附量, mg/g;t為吸附時(shí)間, min; qt為t時(shí)的吸附量, mg/g;Ka、Kb為吸附速率常數(shù).擬合后的準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程為：

擬合后的準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程為：

圖10 準(zhǔn)一級(jí)吸附動(dòng)力學(xué)擬合方程Fig.10 Pseudo first-order adsorption kinetics fitting equation

結(jié)合圖 10、圖 11和表 3可知,擬合的Lagergren準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程相關(guān)系數(shù) R2=0.91,由擬合方程得出的平衡吸附容量的計(jì)算值 qe= 14.88與實(shí)驗(yàn)值 qe=0.99相差非常大.因此, Lagergren準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程不能很好地模擬本實(shí)驗(yàn)的動(dòng)力學(xué)數(shù)據(jù).根據(jù)擬合的 Lagergren準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程得出的平衡吸附容量的計(jì)算值qe= 1.78和準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程得出的平衡吸附容量相比與實(shí)驗(yàn)值更為接近,而且擬合方程的相關(guān)系數(shù)R2=0.96＞0.91.所以,Lagergren準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程更能準(zhǔn)確地描述超聲鐵改性黃磷水淬渣對(duì)As(Ⅲ)的吸附動(dòng)力學(xué)過(guò)程,吸附速率被化學(xué)吸附所控制.

圖11 準(zhǔn)二級(jí)吸附動(dòng)力學(xué)擬合方程Fig.11 Pseudo second-order adsorption kinetics fitting equation

表3 超聲鐵鹽改性黃磷水淬渣吸附As(Ⅲ)動(dòng)力學(xué)擬合參數(shù)Table 3 The fitting parameters of adsorption kinetics of As(Ⅲ) by ultrasonic-assisted ferric salts modified phosphorous slag

3 結(jié)論

3.1 通過(guò)鐵鹽種類(lèi)的篩選實(shí)驗(yàn)得出,對(duì)砷吸附效果最好的是超聲 FeCl3改性的黃磷水淬渣,其對(duì)砷的去除率比未改性黃磷水淬渣提高了38%.

3.2 改性黃磷水淬渣的最佳制備條件為：FeCl3溶液的濃度0.8mol/L、超聲時(shí)間15min.其制備的改性黃磷水淬渣對(duì)含 As(Ⅲ)廢水中 As(Ⅲ)的去除率可達(dá)到98.9%,此時(shí)吸附量為0.99mg/g.

3.3 通過(guò)傅里葉紅外光譜(FT-IR),掃描電鏡(SEM)和X射線(xiàn)光電子能譜(XPS)對(duì)X0和吸附前后的FeCl3X0進(jìn)行表征可知,FeCl3X0的主要化學(xué)成分與X0相同,出現(xiàn)Fe-O并且O-H的含量升高,Fe以其氧化物和 FeOOH的形式負(fù)載在FeCl3X0上;吸附后FeCl3X0中三價(jià)砷和五價(jià)砷均存在,表明鐵能很好的負(fù)載在黃磷水淬渣表面增加其對(duì)砷的吸附性能.

3.4 改性黃磷水淬渣對(duì) As(Ⅲ)的吸附過(guò)程與Langmuir吸附等溫方程和 Freundlich吸附等溫方程均能很好的擬合,但Langmuir吸附等溫方程擬合的相關(guān)系數(shù)更高,其吸附方式以單分子層吸附為主.

3.5 Lagergren準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程更能準(zhǔn)確地描述超聲鐵改性黃磷水淬渣對(duì) As(Ⅲ)的吸附動(dòng)力學(xué)過(guò)程,其擬合方程的相關(guān)系數(shù) R2=0.96,擬合所得的平衡吸附容量的理論值與實(shí)驗(yàn)值更為接近.

[1]李柏林,李 曄,汪海濤,等.含砷廢渣的固化處理 [J]. 化工環(huán)保, 2008,28(6)：153.

[2]Fendorf Scoot, Michael Holly A, van Geen Alexander. Spatial and Temporal Variations of Groundwater Arsenic in South and Southeast Asia [J]. Science, 2010,328(5982)：1123-1127.

[3]韓子夜,蔡五田,張福存,等.國(guó)外高砷地下水研究現(xiàn)狀及對(duì)我國(guó)高砷地下水調(diào)查工作的建議 [J]. 水文地質(zhì)工程地質(zhì), 2007, 34(3)：126-128.

[4]U. S. EPA. National primary drinking water regulations： arsenic and clarifications to compliance and new source contaminants monitoring; final rule [J]. Federal Register, 2001,66(14)：69-76.

[5]馮彥房,薛利紅,楊 梖,等.載鑭生物炭的優(yōu)化制備及其對(duì)水體中砷的吸附 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2015,35(8)：2433-2441.

[6]王 瓊,胡 健,黃亞許,等.粉煤灰及其改性材料對(duì)廢水中砷離子的吸附研究 [J]. 礦冶, 2015,24(1)：74-76.

[7]劉冬梅,方坤河,吳鳳燕,等.磷渣開(kāi)發(fā)利用的研究 [J]. 礦業(yè)快報(bào), 2005,21(3)：21-25.

[8]朱建國(guó),代玉林.貴州“十二五”磷化工產(chǎn)業(yè)基礎(chǔ)與發(fā)展分析(上) [J]. 貴州化工, 2011,3：21-22.

[9]陶俊法.中國(guó)黃磷工業(yè)現(xiàn)狀與發(fā)展前景 [J]. 無(wú)機(jī)鹽工業(yè), 2008, 40(6)：1-4.

[10]韓代水.利用黃磷渣生產(chǎn)磷渣超微粉用于水泥添加劑 [J]. 磷肥與復(fù)肥, 2012,(4)：72-73.

[11]殷 飛.重金屬?gòu)?fù)合污染土壤固定修復(fù)中鈍化劑篩選及其作用機(jī)制 [D]. 昆明：昆明理工大學(xué), 2015.

[12]William T, Frankenberger J. Environmental Chemistry of Arenic [M]. USA：Marcel Dekker,Inc. 155-181.

[13]肖 靜.載鐵活性炭吸附劑的制備及除砷機(jī)理研究 [D]. 湘潭：湘潭大學(xué), 2013.

[14]羅 曼,關(guān) 平,劉文匯.利用紅外光譜鑒別飽和脂肪酸及其鹽[J]. 光譜學(xué)與光譜分析, 2007,27(2)：50-253.

[15]范 偉,王 亮,鄭懷禮,等.基于紅外光譜分析研究礦化劑對(duì)鋁酸鈣粉制備的影響 [J]. 光譜學(xué)與光譜分析, 2015,35(5)：1214-1217.

[16]李建軍,劉曉偉,王 岳,等.不同結(jié)晶程度SiO2的紅外光譜特征及其意義 [J]. 紅外, 2010,31(12)：31-35.

[17]朱多學(xué).金屬催化臭氧化催化劑的制備與性能研究 [D]. 哈爾濱：哈爾濱工業(yè)大學(xué), 2006.

[18]高守超,張康助,郭平軍.鋼與膠粘劑粘接界面的 XPS分析 [J].固體火箭技術(shù), 2004,(2)：154-156+164.

[19]Su C, Puls RW. Significance of iron(Ⅱ ,Ⅱ) hydroxycarbonate green rust in arsenic remediation using zerovalent iron in laboratory column tests [J]. Environ.Sci.Technol., 2004,38(19)：5224-5231.

[20]楊榮生,陳衍景,謝景林.甘肅陽(yáng)山金礦床含砷黃鐵礦及毒砂的XPS研究 [J]. 巖石學(xué)報(bào), 2009,11：2791-2800.

[21]梁美娜,朱義年,劉海玲,等.氫氧化鐵對(duì)砷的吸附研究 [J]. 水處理技術(shù), 2006,32(7)：32-37.

[22]孫福紅,廖海清,陳艷卿,等.微囊藻對(duì)銻(V)生物吸附作用研究[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2016,36(11)：3383-3389.

[23]呂 游.改性活性炭對(duì)含銅廢水吸附性能及其機(jī)理研究 [D].昆明：昆明理工大學(xué), 2015.

[24]Tan A W, Hameed B H and Ahmad A L. Equilibrium and kinetic studies on basic dye adsorption by oil palm fibre activated carbon [J]. Chemical Engineering Journal, 2007,127：111-119.

[25]陳 蘋(píng).載鐵活性炭吸附材料的制備及對(duì)水中砷(Ⅴ)的吸附研究 [D]. 贛州：江西理工大學(xué), 2015.

Research on the preparation of ultrasonic-assisted ferric salts modified phosphorous slag and its As(Ⅲ) removing

capacity.

WANG Cui-cui, CHEN Qiu-ling, LIU Shu-gen, HE Wen-hao, GAO Ye, NING Ping, GAO Hua-ping*(Facultyof Environmental Science and Engineering, Kunming University of Science and Technology, Kunming 650500, China). China Environmental Science, 27,37(6)：2187～2193

The adsorption experiment of As(Ⅲ) in water was studied, and the ultrasonic-assisted ferric salts modified phosphorus slag for adsorbent was used. The effects of the variety and concentration of ferric salts, ultrasonic time in the process of modification on the adsorbing capacity for As(Ⅲ ) by using modified phosphorous slag have been investigated. The optimal preparation conditions are as follows: 0.8mol/L of FeCl3, and ultrasonic time of 15min. The methods FT-IR, SEM and XPS were used to analyze the difference of the modified and un-modified phosphorous slag. After modification, Fe3+can be a very good load in the surface of phosphorus slag and the removal rate of As(Ⅲ ) in wastewater was improved to 98.9%, compared with the unmodified, increased by 38%. The kinetics of adsorption process fitted in with pseudo second order reaction, the fitting correlation coefficient (R2) is above 0.96; The adsorption isotherm could also satisfy both isotherm model of Langmuir and Freundlich simultaneously, the fitting correlation coefficient (R2) is above 0.90. In comparison, the Langmuir isotherm model has a better description of the adsorption process.

phosphorous slag；ultrasonic-assisted modification；wastewater containing arsenic；FeCl3；dsorption

X703.1

A

1000-6923(2017)06-2187-07

王翠翠(1991-),女,遼寧凌源人,碩士研究生,研究方向?yàn)榄h(huán)境材料.

2016-10-24

國(guó)際科技合作與交流專(zhuān)項(xiàng)(2014DFA91000)

* 責(zé)任作者, 研究員, ynkmghp@hotmail.com