吳 敏，趙良元，馮 雪

(長(zhǎng)江科學(xué)院 a.流域水環(huán)境研究所;b.流域水資源與生態(tài)環(huán)境科學(xué)湖北省重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，武漢 430010)

1 研究背景

砷(As)是水體中危害比較嚴(yán)重的污染物之一。砷在地表水和地下水中廣泛存在，研究顯示江漢平原中部洪湖市部分地區(qū)地下水中砷含量高達(dá)2.012 mg/L，長(zhǎng)江下游銅陵地區(qū)河流中的砷含量高達(dá)1.393 mg/L［1－2］。因此，研究高效、經(jīng)濟(jì)的除砷技術(shù)對(duì)于保障水環(huán)境和水生態(tài)安全具有重要意義。人工濕地廣泛用于重金屬(包括砷)污染水體的處理，具有高效、低能耗和環(huán)境友好等優(yōu)點(diǎn)，它由填料、植物及生長(zhǎng)在它們表面的微生物構(gòu)成［3－4］。填料不僅為植物生長(zhǎng)、微生物附著提供載體，而且通過(guò)自身的物理化學(xué)吸附、沉降絡(luò)合等作用有效去除污染物質(zhì)［1］，是決定人工濕地去除污染物效果的重要因素。濕地填料類型多樣，包括礫石、礦渣、粉煤灰、頁(yè)巖、陶粒、沸石和錳砂等［5－7］。濕地填料的選擇大多以填料對(duì)污染去除對(duì)象的吸附性能即污染物最大吸附量作為依據(jù)。與其它重金屬污染物類似，填料對(duì)砷的去除一般通過(guò)吸附、沉淀和絡(luò)合作用等，吸附效率取決于填料的比表面積、砷的形態(tài)和濃度、有機(jī)質(zhì)含量、礦物顆粒、競(jìng)爭(zhēng)性離子以及 pH 值［8－12］。

已有人工濕地對(duì)砷的去除多采用常規(guī)的填料，側(cè)重于砷與其它重金屬的共同去除。根據(jù)文獻(xiàn)查閱結(jié)果，并綜合考慮填料的獲得難易性、砷的特點(diǎn)及經(jīng)濟(jì)成本等因素，選用礫石、錳砂、陶粒和沸石作為試驗(yàn)材料。陶粒是以優(yōu)質(zhì)黏土為原料，經(jīng)團(tuán)粒、燒制等一系列工藝加工而成的片狀或球狀顆粒，粒度均勻，表面多微孔，具有較強(qiáng)的吸附能力，且有效使用時(shí)間長(zhǎng)［13］;錳砂是一種廉價(jià)、優(yōu)良地下水除重金屬的濾料［14］;礫石是人工濕地常見(jiàn)填料;沸石是用作砷吸附的常見(jiàn)材料。

本文通過(guò)填料的粒徑級(jí)配、干重度、孔隙度和礦物組分等部分理化性質(zhì)的測(cè)定，以及填料對(duì)砷的吸附動(dòng)力學(xué)試驗(yàn)和吸附等溫線試驗(yàn)，篩選出對(duì)砷吸附容量大且性能穩(wěn)定的濕地填料，并對(duì)研究填料粒徑、氨氮和磷酸鹽對(duì)填料吸附砷的影響。研究成果可為除砷的人工濕地填料選擇提供參考。

2 試驗(yàn)材料與方法

2.1 試驗(yàn)過(guò)程

(1)吸附動(dòng)力學(xué)試驗(yàn)。稱取一批0.5 g填料(粒徑＜0.25 mm，105℃下干燥2 h)置入離心管中，加入20 mL初始砷濃度1.00 mg/L(用 Na2HAsO4·7H2O配置)的溶液。將離心管放在恒溫水浴振蕩器上振蕩(25 ℃，200 r/min)，分別于 0，0.25，0.5，1.0，2.0，4.0，8，12，24，48 h 測(cè)定砷的濃度。

(2)等溫吸附試驗(yàn)。將20 mL含初始砷濃度分別為0.0，0.05，0.1，0.2，0.4，0.6，0.8和1.0 mg/L的溶液加入離心管中，并加入0.5 g填料，放在恒溫水浴振蕩器上連續(xù)振蕩24 h(25℃，200 r/min)，離心后測(cè)定上清液中砷的濃度。

(3)氨氮和磷酸鹽對(duì)填料吸附砷的影響試驗(yàn)。填料采用陶粒和錳砂，在初始砷溶液中分別加入0.50，1.25，2.5 mg/L 的氨氮，其余步驟同等溫吸附試驗(yàn)。磷酸鹽濃度設(shè)為0.25，0.38，0.50 mg/L，重復(fù)上述試驗(yàn)。

砷的測(cè)定采用《水質(zhì) 砷的測(cè)定 原子熒光光度法》(SL 327.1—2005)。

2.2 數(shù)據(jù)處理

(1)吸附動(dòng)力學(xué)采用公式(1)一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程、公式(2)二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程和公式(3)擴(kuò)散方程進(jìn)行擬合。

式中:q(t)表示時(shí)間t填料的砷吸附量(mg/kg);qe代表吸附平衡時(shí)填料的砷吸附量(mg/kg);k1是與砷吸附速率有關(guān)的常數(shù)(1/h);t為反應(yīng)時(shí)間(h);k2，R和 b均為常數(shù)，單位分別為kg/(mg·h)，mg/(kg·h)和 mg/kg。

(2)吸附等溫線分別采用公式(4)Linear方程、公式(5)Langmuir方程和公式(6)Freundlich方程進(jìn)行擬合。

式中:N表示填料對(duì)砷的吸附容量(mg/kg);p表示填料平衡砷吸附量與平衡砷濃度間的關(guān)系(L/kg);Ce表示砷吸附平衡濃度(mg/L);q為填料的本底砷濃度(mg/kg);K和n均為常數(shù)，單位分別為mg/kg，kg/L，K可用來(lái)比較不同填料的砷吸附性能［12］;a為填料的最大理論砷吸附量(mg/kg);b為吸附鍵能(L/mg)。

3 試驗(yàn)結(jié)果與討論

3.1 填料的理化性質(zhì)

表1是填料礫石、錳砂、沸石和陶粒的理化性質(zhì)測(cè)定結(jié)果。錳砂的孔隙率最高，其次是礫石、陶粒，最小的是沸石。干重度從高到低依次是錳砂(12.15 kN/m3)、礫石(11.27 kN/m3)、沸石(10.19 kN/m3)和陶粒(9.31 kN/m3)。綜合考慮孔隙率和干重度2個(gè)因素，錳砂的持水性以及質(zhì)地密實(shí)性均較好。此外，從表1中可看出，陶粒、沸石和礫石主要以SiO2為主，含量均在60%以上，而錳砂則以MnO2為主，為43.93%;4種填料中Al2O3的含量范圍為7.36%～16.32%，其中最高的是陶粒，最低的是礫石;此外，F(xiàn)e2O3也是填料重要的礦物組分，最高的是錳砂，F(xiàn)e2O3含量為20.74%，礫石和錳砂的Fe2O3含量較低。Al2O3，MnO2和Fe2O3等與砷吸附能力密切相關(guān)［15］。

圖1是填料的粒徑組成，礫石以d＞8 mm和4 mm＜d＜8 mm的粗顆粒為主，二者之和占總量的90%以上，沸石以2 mm＜d＜4 mm的顆粒為主，占總量60%;錳砂和陶粒的粒徑組成較為接近，4 mm＜d＜8 mm顆粒含量最多，占80%以上。粒徑與填料比表面積有關(guān)，粒徑小的填料比表面積相對(duì)較大，與污染物接觸面積較大，其去除污染物性能也較強(qiáng);但粒徑小的填料孔隙率較小，持水能力和水力傳導(dǎo)性能差，在實(shí)際人工濕地運(yùn)行過(guò)程中，容易堵塞。綜合看來(lái)，從粒徑組成比較4種備選填料，發(fā)現(xiàn)陶粒和錳砂是比較理想的人工濕地的填料。

3.2 填料對(duì)砷的吸附動(dòng)力學(xué)

表1 人工濕地填料理化性質(zhì)Table 1 Physicochemical properties of constructed wetland substrates

圖2是填料對(duì)砷的吸附動(dòng)力學(xué)試驗(yàn)結(jié)果。由圖2可知，4種填料在24 h后均達(dá)到吸附平衡，陶粒、錳砂、沸石和礫石砷的平衡吸附量分別為26.78，38.67，15.06，7.58 μg/g。4 種填料對(duì)砷的吸附過(guò)程基本符合溶質(zhì)在多孔性吸附劑上吸附存在的3個(gè)階段［14］:初始階段吸附速率較大，隨時(shí)間延長(zhǎng)吸附速率逐漸減小，而后吸附基本趨于平衡狀態(tài)。在初始階段，砷主要吸附在填料的外表面，吸附速率較快，隨著吸附進(jìn)行，溶液中的砷濃度下降，表層吸附也逐漸接近飽和，砷逐漸向填料的內(nèi)部擴(kuò)散，擴(kuò)散阻力不斷增加，導(dǎo)致吸附變慢;到了后期，吸附主要發(fā)生在填料的內(nèi)表面，且濃度推動(dòng)力越來(lái)越小，吸附基本達(dá)到平衡。

圖1 人工濕地填料粒徑組成Fig.1 Grain size composition of constructed wetland substrates

圖2 不同填料對(duì)砷的吸附動(dòng)力學(xué)過(guò)程Fig.2 Kinetics of arsenic adsorption by different substrates

填料吸附砷分成2個(gè)步驟(快反應(yīng)和慢反應(yīng))，一是溶液中砷酸根離子吸附到填料的膠體表面(快反應(yīng))，二是砷酸根離子由表面進(jìn)入填料固相內(nèi)部的過(guò)程(慢反應(yīng))。前者反應(yīng)迅速，后者反應(yīng)緩慢。在反應(yīng)開(kāi)始階段，砷酸根離子由于靜電引力在數(shù)分鐘或數(shù)小時(shí)內(nèi)快速達(dá)到膠體表面的吸附點(diǎn)位，然后擴(kuò)散到填料顆?；蚓w微孔中［16］。慢反應(yīng)速度受多種因素影響，如表面沉淀或固溶體的形成、微孔擴(kuò)散、凝聚體的形成等，通常在較長(zhǎng)時(shí)間內(nèi)才能達(dá)到平衡［17］。在試驗(yàn)的前24 h內(nèi)，填料對(duì)砷的吸附量隨著試驗(yàn)進(jìn)行呈線性增長(zhǎng)，其中錳砂對(duì)砷的吸附量增長(zhǎng)最快，其次是陶粒和沸石，礫石增長(zhǎng)最慢。

采用一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程、二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程和擴(kuò)散方程對(duì)4種填料吸附砷的動(dòng)力學(xué)過(guò)程進(jìn)行擬合，結(jié)果見(jiàn)圖3和表2。

從圖3中和表2中可看出:一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程對(duì)錳砂、陶粒和礫石的吸附砷的動(dòng)力學(xué)過(guò)程擬合較好，相關(guān)性均在0.90以上;二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程擬合結(jié)果整體上比一級(jí)動(dòng)力學(xué)略差，對(duì)錳砂、陶粒和沸石的吸附砷擬合的相關(guān)性在0.82～0.87之間，對(duì)礫石擬合相關(guān)系數(shù)為0.93;擴(kuò)散方程對(duì)錳砂、陶粒和沸石填料擬合的相關(guān)系數(shù)在0.42～0.55之間，對(duì)礫石的擬合效果較好，相關(guān)系數(shù)為0.80。從一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程、二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程擬合得出的參數(shù)k1，k2(與吸附速率有關(guān)的參數(shù))看來(lái)，錳砂的吸附速率最快，其次是陶粒和沸石，最低的是礫石。

圖3 填料吸附砷動(dòng)力學(xué)的擬合Fig.3 First-order kinetics，second-order kinetics and diffusion models for arsenic adsorption by substrates

表2 填料砷吸附動(dòng)力學(xué)過(guò)程擬合結(jié)果Table 2 Fitting results for arsenic adsorption kinetics

3.3 填料對(duì)砷的吸附等溫線

圖4為填料對(duì)砷等溫吸附的試驗(yàn)結(jié)果，隨著砷平衡濃度的增加，其吸附量呈上升趨勢(shì)，4種填料中錳砂的吸附量上升幅度最大，其次是陶粒，沸石和礫石上升幅度均較小。溶液中砷吸附達(dá)到平衡時(shí)，錳砂吸附容量為36.62 mg/kg，陶粒是25.39 mg/kg，沸石和礫石對(duì)砷的吸附能力較差，分別為11.96 mg/kg和7.04 mg/kg。砷酸氫二鈉(Na2HAsO4)在弱酸性或中性條件下可以解離，生成 H2AsO4－或HAsO42－［14］。錳砂和陶粒中存在大量的鐵和鋁的氧化物，在水溶液中鐵和鋁的氧化物又轉(zhuǎn)化成氫氧化物，氫氧化鐵或氫氧化鋁經(jīng)絡(luò)合作用與溶液中的或發(fā)生配位體交換，從而對(duì)或產(chǎn)生較強(qiáng)的吸附作用［18－19］，因此，填料對(duì)砷吸附能力的強(qiáng)弱與其含有的鐵和鋁氧化物含量有著密切關(guān)系?？梢杂孟铝谢瘜W(xué)方程式來(lái)表示鐵和鋁氫氧化物對(duì)砷的吸附機(jī)制:

圖4 填料對(duì)砷的平衡吸附量Fig.4 Arsenic adsorption quantities by substrates

式中:M代表鐵或鋁，S代表填料。其次，錳砂中所含有的MnO2具有巨大的羥基化表面，能通過(guò)共價(jià)鍵的方式將砷吸附、固定在表面，形成配位結(jié)構(gòu)［20］。

從表3中可看出，Linear方程和Freundlich方程對(duì)4種填料砷的等溫線擬合效果均較好(R2＞0.88)，除了錳砂外，Langmuir方程對(duì)其它填料擬合效果均不理想。Langmuir吸附等溫吸附為單分子層覆蓋，吸附點(diǎn)位均一，F(xiàn)reundlich吸附方程是發(fā)生在異質(zhì)表面的多層吸附。從3個(gè)方程參數(shù)p，K和a的結(jié)果來(lái)看，同樣是錳砂的吸附能力最大，其次是陶粒，最后是沸石和礫石。由填料的礦物組分可發(fā)現(xiàn)，錳砂的MnO2、Al2O3和Fe2O3含量較高，錳、鐵和鋁均是吸附砷的重要基質(zhì)，已有的研究表明，沉積物中鐵錳氧化物對(duì)砷表現(xiàn)出很強(qiáng)的吸附能力。填料中含有的鐵鋁氧化物越多，其吸附砷能力越強(qiáng)，一方面能與砷形成難溶性沉淀物，另一方面能大量專性吸附砷，故能使填料對(duì)砷的吸附砷的能力增加［16］。Freundlich方程中，n值可作為填料對(duì)重金屬離子吸附能力強(qiáng)度的指標(biāo)，n值越大，則表示填料對(duì)重金屬離子吸附作用力愈強(qiáng)［21］，則可看出4種填料對(duì)砷吸附能力強(qiáng)度從高到低依次是錳砂、陶粒、沸石和礫石。

3.4 填料粒徑對(duì)砷吸附的影響

圖5 分別是不同粒徑(d＜0.25 mm，0.25 mm＜d＜0.50 mm和 d＞0.50 mm)的陶粒和錳砂對(duì)砷的吸附試驗(yàn)結(jié)果。粒徑在不同程度上影響陶粒和錳砂吸附砷的能力，表現(xiàn)為粒徑越小，對(duì)砷的吸附能力越強(qiáng)。當(dāng)粒徑從 d＞0.50 mm降低到 d＜0.25 mm時(shí)，陶粒對(duì)砷的最大吸附容量增加了約0.8 mg/kg，錳砂對(duì)砷的最大吸附容量增加了約1.8 mg/kg，說(shuō)明粒徑對(duì)錳砂吸附砷的影響大于陶粒。對(duì)于填料來(lái)說(shuō)，粒徑小意味著相同質(zhì)量條件下，它的比表面積更大，與污染物接觸面積也相對(duì)較大，填料表面的吸附點(diǎn)位更多，容易吸附污染物。相似的試驗(yàn)結(jié)果在應(yīng)一梅等［22］的研究中已有報(bào)道。

圖5 粒徑對(duì)陶粒和錳砂吸附砷的影響Fig.5 Effect of grain size on arsenic adsorption for ceramsite and manganese sand

3.5 氨氮和磷酸鹽對(duì)填料吸附砷的影響

表3 人工濕地填料吸附砷的Linear、Langmuir和Freundlich吸附等溫線方程及參數(shù)Table 3 Linear，Langmuir and Freundlich isotherm equations and parameters for arsenic adsorption by substrates

圖6和圖7分別是在氨氮和磷酸鹽的存在條件下，填料吸附砷的試驗(yàn)結(jié)果。不同濃度氨氮對(duì)陶粒、錳砂砷吸附量影響不明顯，在氨氮濃度分別為0.50，1.25，2.50 mg/L 條件下，陶粒對(duì)砷的最大吸附量之間差異不足0.10 mg/kg，而錳砂對(duì)砷的最大吸附量之間差異不足0.50 mg/kg;當(dāng)砷初始濃度低于0.4 mg/L時(shí)，磷酸鹽的存在對(duì)填料吸附砷的吸附影響不顯著;但當(dāng)砷初始濃度高于0.4 mg/L時(shí)，磷酸鹽的存在降低了陶粒和錳砂對(duì)砷的吸附量，當(dāng)磷酸鹽濃度從0.25 mg/L增加到0.50 mg/L時(shí)，陶粒對(duì)砷的最大吸附量降低了2.57 mg/kg，而錳砂則降低了1.85 mg/kg。

磷和砷是同一主族元素，磷酸鹽與砷酸鹽性質(zhì)較為接近，在吸附的過(guò)程可能存在競(jìng)爭(zhēng)吸附的關(guān)系［11］，這種競(jìng)爭(zhēng)吸附行為在砷濃度低時(shí)表現(xiàn)得不明顯，但在砷濃度高時(shí)，陶粒和錳砂上的吸附點(diǎn)位有限，在吸附點(diǎn)位達(dá)到飽和的情況下，添加大量PO43－－P能置換出。

圖6 氨氮濃度對(duì)陶粒和錳砂吸附砷的影響Fig.6 Effect of ammonia concentration on arsenic adsorption for ceramsite and manganese sand

圖7 磷酸鹽濃度對(duì)陶粒和錳砂吸附砷的影響Fig.7 Effect of phosphate concentration on arsenic adsorption for ceramsite and manganese sand

4 結(jié)論

本文選擇了4種人工濕地備選填料:礫石、陶粒、沸石和錳砂，通過(guò)對(duì)填料的理化性質(zhì)測(cè)定、吸附動(dòng)力學(xué)、吸附等溫線以及影響因素的相關(guān)研究，主要得出以下結(jié)論:

(1)4種填料在24 h后均達(dá)到吸附平衡，陶粒、錳砂、沸石和礫石對(duì)砷的最大去除率相應(yīng)的為67%，97%，48%和28%;一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程和二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程均能很好地?cái)M合4種填料吸附動(dòng)力學(xué)過(guò)程。

(2)溶液中砷吸附達(dá)到平衡時(shí)，錳砂吸附容量為36.62 mg/kg，陶粒是25.39 mg/kg，礫石和沸石對(duì)砷的吸附能力較差，分別為11.96 mg/kg和7.04 mg/kg;Freundlich方程能很好地?cái)M合4種填料的等溫吸附過(guò)程。錳砂和陶粒是較好除砷濕地填料。

(3)粒徑影響陶粒和錳砂砷的吸附能力，單位質(zhì)量陶粒和錳砂，均表現(xiàn)為細(xì)顆粒的最大吸附容量略大于粗顆粒的。溶液中氨氮濃度在0.50～2.50 mg/L范圍內(nèi)幾乎不影響填料對(duì)砷的吸附，而磷酸鹽的存在(濃度在0.25～0.50 mg/L范圍內(nèi))則降低了填料對(duì)砷的吸附量。

［1］魏 偉，王 麗，周 平，等.安徽銅陵地區(qū)河流生態(tài)系統(tǒng)健康的多指標(biāo)評(píng)價(jià)［J］.中國(guó)環(huán)境科學(xué)，2013，33(4):691－699.(WEI Wei，WANG Li，ZHOU Ping，et al.Multi-variable Assessment of River Ecosystem Health in Tongling of Anhui Province［J］.China Environmental Science，2013，33(4):691－ 699.(in Chinese))

［2］吳 敏，林 莉，趙良元，等.垂直潛流人工濕地除砷試驗(yàn)研究［J］.華中科技大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版)，2014，42(7):38－43.(WU Min，LIN Li，ZHAO Liangyuan，et al.Experiments Research on As Removal by Vertical Subsurface Flow Constructed Wetlands［J］.Journal of Huangzhong University of Science and Technology(Natural Science Edition)，2014，42(7):38－43.(in Chinese))

［3］陳金發(fā)，卿東紅，阮尚全.組合人工濕地對(duì)滲濾液中重金屬的去除［J］.水處理技術(shù)，2008，34(5):57－66.(CHEN Jin-fa，QING Dong-hong，RUAN Shang-quan.Study on the Removal of Heavy Metal in Leachate by Combined Constructed Wetlands［J］.Technology of Water Treatment，2008，34(5):57－66.(in Chinese))

［4］YE Z H，LIN Z Q，WHITING SN，et al.Possible Use of Constructed Wetland to Remove Selenocyanate，Arsenic and Boron from Electric Utility Wastewater［J］.Chemosphere，2003，52(9):1571－1579.

［5］劉 霄，黃歲樑，劉學(xué)功.三種人工濕地填料對(duì)磷的吸附特性研究［J］.水資源與水工程學(xué)報(bào)，2011，22(6):16－19.(LIU Xiao，HUANG Sui-liang，LIU Xue-gong.Study on Phosphorus Adsorption Characteristics by Three Substrates［J］.Journal of Water Resources and Water Engineering，2011，22(6):16－19.(in Chinese))

［6］楊 子，汪家權(quán).5種人工濕地基質(zhì)對(duì)磷的吸附特性研究［J］.合肥工業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào):自然科學(xué)版，2012，35(7):981－986.(YANG Zi，WANG Jia-quan.Study of Adsorption Properties of Phosphorus by Five Constructed Wetland Matrixes［J］.Journal of Hefei University of Technology(Natural Science)，2012，35(7):981－986.(in Chinese))

［7］DRIZO A.Phosphate and Ammonium Removal from Waste water，Using Constructed Wetland Systems［D］.Edinburgh，UK:The University of Edinburgh，1998.

［8］NIVALA J，HOOS M B，CROSS C，et al.Treatment of Landfill Leachate Using an Aerated，Horizontal Subsurface-flow Constructed Wetland［J］.Science of Total Environment，2007，380(1－3):19－27.

［9］商 平，孫恩呈，李海明，等.環(huán)境礦物材料處理砷(As)污染水的研究進(jìn)展［J］.巖石礦物學(xué)雜志，2008，27(3):232－ 240.(SHANG Ping，SUN En-cheng，LI Hai-ming，et al.Advances in the Treatment of Arsenic Pollution by Environmental Mineral Materials［J］.Acta Petrological et Mineralogica，2008，27(3):232－ 240.(in Chinese))

［10］趙 凱，郭華明，李 媛，等.天然菱鐵礦改性及強(qiáng)化除砷研究［J］.環(huán)境科學(xué)，2012，33(2):459－468.(ZHAO Kai，GUO Hua-ming，LI Yuan，et al.Modification of Natural Siderite and Enhanced Adsorption of Arsenic［J］.Environmental Science，2012，33(2):459－468.(in Chinese))

［11］吳萍萍，曾希柏，李蓮芳，等.離子強(qiáng)度和磷酸鹽對(duì)鐵鋁礦物及土壤吸附As(Ⅴ)的影響［J］.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2012，31(3):498－ 503.(WU Ping-ping，ZENG Xi-bai，LI Lian-fang，et al.The Effect of Ionic Strength and Phosphate on As(Ⅴ)Adsorption on Different Iron/Aluminum Minerals and Soils［J］.Journal of Agro-environment Science，2012，31(3):498－503.(in Chinese))

［12］廖 鑫，李兆君，龍 健，等.不同類型土壤對(duì)汞和砷的吸附解吸特征研究［J］.核農(nóng)學(xué)報(bào)，2012，26(3):552－557.(LIAO Xin，LI Zhao-jun，LONGJian，et al.Mercury and Arsenic Adsorption-Desorption Behaviors in the Different Soils［J］.Journal of Nuclear Agricultural Sciences，2012，26(3):552－557.(in Chinese))

［13］趙 瑩，張振亞，陳榮志，等.改性陶土顆粒吸附砷的試驗(yàn)研究［J］.水資源保護(hù)，2012，28(2):72－76.(ZHAO Ying，ZHANG Zhen-ya，CHEN Rong-zhi，et al.Experimental Research on Arsenic Adsorption by Modified Ceramic Granule［J］.Water Resources Protection，2012，28(2):72－76.(in Chinese))

［14］謝 莉，張 娟.飲用水除砷技術(shù)的研究進(jìn)展［J］.環(huán)境與健康雜志，2010，27(6):558－560.(XIE Li，ZHANG Juan.Advance in Research on Arsenic Removal from Drinking Water［J］.Journal of Environment and Health，2010，27(6):558－560.(in Chinese))

［15］吳 錫，許麗英，張雪霞，等.缺氧條件下土壤砷的形態(tài)轉(zhuǎn)化與環(huán)境行為研究［J］.環(huán)境科學(xué)，2012，33(1):273－ 279.(WU Xi，XU Li-ying，ZHANG Xue-xia，et al.Speciation Transformation and Behavior of Arsenic in Soils under Anoxic Conditions［J］.Environmental Science，2012，33(1):273－279.(in Chinese))

［16］朱慧杰，賈永峰，姚淑華，等.負(fù)載型納米鐵吸附劑去除飲用水中 As(V)的研究［J］.環(huán)境科學(xué)，2009，30(12):3562－ 3567.(ZHU Hui-jie，JIA Yong-feng，YAO Shu-hua，et al.Removal of Arsenite from Drinking Water by Activated Carbon Supported Nano Zero-valent I-ron［J］.Environmental Science，2009，30(12):3562－3567.(in Chinese))

［17］諶宏偉，柳 林，彭向訓(xùn)，等.花崗巖母質(zhì)紅壤吸附水中砷(V)的影響因素試驗(yàn)［J］.地球科學(xué)－中國(guó)地質(zhì)大學(xué)學(xué)報(bào)，2012，37(2):345－349.(SHEN Hong-wei，LIU Lin，PENG Xiang-xun，et al.Experiments of Factors Influencing Adsorption of As(V)in Water by Granite Red Soil［J］.Earth Science-Journal of China University of Geosciences，2012，37(2):345－349.(in Chinese))

［18］JEONA CS，BAEK K，PARK JK.Adsorption Characteristics of As(V)on Iron-coated Zeolite［J］.Journal of Hazardous Materials，2009，163(2/3):804－808.

［19］XU Y H，NAKAJIMA T，OHKI A.Adsorption and Removal of Arsenic(V)from Drinking Water by Aluminumloaded Shirasu-zeolite［J］.Journal of Hazardous Materials，2002，92(3):275－287.

［20］LENOBLE V，LACLAUTRE C，SERPAUD B，et al.As(V)Retention and As(Ⅲ)Simultaneous Oxidation and Removal on MnO2-loaded Polystyrene Resin［J］.Science of the Total Environment，2004，326(1－3):197－207.

［21］邵孝侯，侯文華，邢光憙.土壤固相不同組分對(duì)鎘、鋅吸持的研究［J］.環(huán)境化學(xué)，1994，13(4):340－345.(SHAO Xiao-hou， HOU Wen-hua， XING Guang-xi.Effect of Different Soil Components on the Retention of Cadmium and Zinc［J］.Environmental Chemistry，1994，13(4):340－345.(in Chinese))

［22］應(yīng)一梅，徐春紅，李海華.黃河泥沙吸附砷污染物室內(nèi)靜態(tài)試驗(yàn)［J］.環(huán)境科學(xué)研究，2012，25(3):352－356.(YING Yi-mei，XU Chun-hong，LI Hai-hua，et al.Studies on Adsorption of Arsenic Pollutants onto Sediments of Yellow River Using Laboratory Static Experiments［J］.Research of Environmental Sciences，2012，25(3):352－356.(in Chinese))