高铁盐与亚铁盐混凝除As(III)性能的对比研究

中国环境科学 2017,37(5)：1798~1804 China Environmental Science 高铁盐与亚铁盐混凝除As(III)性能的对比研究张明月1,曾辉平1*,吕育锋1,朱金凤1,杨航2,李冬1,张杰1,2(1.北京工业大学,水质科学与水环境恢复工程北京市重点实验室,北京 100124；2.哈尔滨工业大学,城市水资源与水环境国家重点实验室,黑龙江哈尔滨150090)摘要：为研究不添加氧化剂时,高铁、亚铁盐混凝—过滤法净化低浓度As(III)污染饮用水的可行性及对比两种铁盐除As(III)性能差异,本试验分别从铁盐投加量、混凝最佳pH值、吸附容量、亚铁氧化去除As(III)能力等方面,系统比较了亚铁盐和高铁盐去除As(III)工艺性能.结果表明:在相同的试验条件下,高铁盐能够有效净化低浓度含As(III)水,其投加量不足亚铁盐的一半,且出水pH波动较小.吸附是混凝除砷过程的主要机理,随铁盐投加量增加,吸附贡献率不断增加,且高铁盐吸附除砷效率始终比亚铁盐高.高铁、亚铁盐絮凝颗粒吸附除As(III)的平衡时间为6h,最大吸附量分别为42.445和50.865µg/mg;亚铁盐能够催化氧化进水中40%左右的As(III),但吸附效率较差,除As(III)效果不及高铁盐.关键词：低含砷水；亚铁盐；高铁盐；吸附中图分类号：X703.1 文献标识码：A 文章编号：1000-6923(2017)05-1798-07Comparison of arsenite removal processes by ferric salts and ferrous salts. ZHANG Ming-yue1, ZENG Hui-ping1*, LV Yu-feng1, ZHU Jin-feng1, Y ANG Hang2, LI Dong1, ZHANG Jie1,2 (1.Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China；2.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China). China Environmental Science, 2017,37(5)：1798~1804Abstract：The present study was directed towards the feasibility of purification of water with low concentration of As (III), using coagulant of ferrous salts and ferric salts without pre-oxidation technique, as well as the differences. Experiments about dosage, the best pH, adsorption capacity and oxidation capability of As (III) with ferric salts were conducted. The results showed that ferrous salts was more effective in removal of As (III), just half of the dosage was needed compared with ferric salts. Both pH of the treated water fluctuated narrowly. Adsorption was proved the main mechanism for As (III) removal in the coagulation processes, and the adsorption made the greater contribution with the increasing dosage, while the ferrous salts had the better absorption efficiency than the ferric salts all the time. The adsorption of As (III) by coagulation particles cost nearly 6hours to reach equilibrium and the maximum adsorption capacity were 42.445µg/mg for ferric salts, 50.865µg/mg for ferrous salts respectively. Due to a poor adsorption efficiency, ferric salts did worse in As (III) removal, even though 40% of As (III) was catalytically oxided in the process.Key words：water with low concentration of As (III)；ferrous salts；ferric salts；adsorption砷是一种对人和动物有毒害的非金属物质,长期过量摄入可能导致急、慢性中毒甚至癌症.据调查,低于100μg/L的砷污染饮用水源分布较广[1]、利用价值较高,同时原有除砷水厂亟需升级改造以满足《生活饮用水卫生标准》GB/T5749- 2006[2]中出水50~10μg/L的更严要求,可见,饮用水中砷的去除尤为重要.而砷去除效率的高低很大程度上取决于砷的存在形态,水中砷主要有As(III)和As(V)2种无机态形式,而地下水往往呈现厌氧状态,pH值一般为6.5~8.5,砷主要以As(III)的溶解性分子H3AsO3态存在[3],较难被正价离子吸附去除.铁盐混凝法是常见而有效的除砷方法,但其收稿日期：2016-10-08基金项目：国家自然科学基金资助项目(51308009)* 责任作者, 讲师, zenghuiping@5期 张明月等：高铁盐与亚铁盐混凝除As(III)性能的对比研究 1799对于As(III)的去除效果远不如As(V),往往需要借助预氧化,从而导致处理流程延长、水处理成本增加[4-5].因此,浓度低于100ug/L 的As(III)不经氧化直接由铁盐混凝过滤得以净化的可行性具有重要的研究价值,而相关报道甚少.同时许多研究者对混凝除砷过程中高铁盐与亚铁盐除砷效果优劣评价不一:有人认为亚铁盐混凝除砷过程中生成的氧化物可以催化氧化部分As(III),除砷效果优于高铁盐[6];也有人认为亚铁盐水解氧化过程中难以形成高聚物,不能充分吸附As(III),除砷效果不及高铁盐[7-8].鉴于此,本研究拟在不添加氧化剂的前提下,采用铁盐混凝法处理浓度低于100μg/L 的含As(III)水,探究能否在合适的铁盐投加量范围内实现砷的达标去除,并对比亚铁盐和高铁盐除砷效果及其过程. 1 材料与方法1.1 试验仪器以彩屏混凝试验搅拌仪MY300-6N 为反应器,烧杯的有效容积为1L,搅拌叶片采用钢制材料,试验结束后及时进行清洗. 1.2 试验用水表1 自来水主要水质指标Table 1 Main quality parameters of tap water水质指标 单位 数值pH --- 7.5~8.0D O mg/L 6.4~6.9温度 ℃ 15~20浊度 NTU <0.3 总硬度(CaCO 3计) mg/L 200~280总Fe mg/L <0.3Mn(Ⅱ) mg/L <0.1试验用水采用人工配制的方法模拟低浓度含As(III)水,向静置24h 以上的自来水中投加一定量的As(III)储备溶液.其中As(III)储备溶液由超纯水与NaAsO 2配制而成,浓度为1g/L(以As 计);Fe(III)及Fe(II)储备液分别由FeCl 3⋅6H 2O, FeSO 4⋅7H 2O 配制而成,浓度为5g/L(以Fe 计).溶液pH 采用HCl(1:1)和NaOH 溶液(1mg/L)进行调节.其中自来水水质见表1. 1.3 试验过程本试验主要涉及混凝试验,典型混凝试验分为3个阶段:第1阶段:混凝阶段,混凝时间为1min,本阶段转速为300r/min;第2阶段,絮凝阶段,絮凝时间为20min,本阶段转速为150r/min;第3阶段,沉淀阶段,沉淀时间为30min.实验过程结束后,取15~20mL 上清液过0.45μm 滤膜至具塞比色管中,测定出水中As(III)及As(V)含量.每组试验均采用3组平行试验以减少试验误差,试验中所有的玻璃器皿清洗后均用10%稀硝酸浸泡24h,浸泡后用超纯水清洗干净备用. 1.4 测定项目与方法每组试验进出水测定Fe 2+、Fe 3+、As(III)、As(V)、pH 值、浊度和水温等参数,其中Fe 2+,Fe 3+均采用二氮杂菲分光光度法;As(III)及As(V)测定采用原子荧光光度法(原子荧光光度计AFS - 8230与形态分析仪SA -10);pH 值采用雷磁pHSJ -3F 测定;浊度、水温采用WTW 在线测定仪. 2 结果与讨论2.1 高铁、亚铁盐除砷最佳投加量对比研究铁盐投加量即铁砷比是混凝除砷的重要影响因素,直接关系着除砷效率的高低[9],而相同的除砷效率对应的铁盐投加量的大小也反映了不同铁盐除砷性能的优劣.为对比高铁、亚铁盐混凝除砷性能差异,本试验模拟低浓度含As(III)水,As(III)含量分别为:25、50、100μg/L,研究满足出水标准的最小高铁、亚铁盐投加量,探究不添加氧化剂时,高铁、亚铁盐净化低浓度含As(III)水的可行性. 由图1(a)(b)可知,随着混凝过程中高铁、亚铁盐投加量不断提高,As(III)去除率呈非线性上升趋势,出水砷浓度逐渐降低,直至10μg/L 以下.投加到溶液内的Fe 3+和Fe 2+离子能够迅速形成铁盐络合物,为吸附As(III)提供较大的比表面积和充分的吸附位点[10-12].对比两图发现:进水As(III)浓度为25、50、100μg/L 时,满足出水达标要求的最小亚铁盐投加量分别为4,10和12mg/L,而对应的高铁盐投加量仅为<1mg/L,3.5mg/L, 6mg/L,去除上述等浓度的As(III),所需的高铁盐投加量仅为1800 中 国 环 境 科 学 37卷亚铁盐投加量的一半左右.从除砷效率角度分析,高铁盐去除低浓度As(III)能力远超于亚铁盐.考虑到经济效益等问题,通常给水厂中铁盐投加量一般在1~5mg/L 左右,对比上述铁盐投加量可知,不添加氧化剂处理浓度低于100μg/L 的含As(III)水时,高铁盐的除砷效率能够达到80%以上,基本能够实现As(III)的达标去除,而亚铁盐的除砷效率仅为50%左右,其难以净化浓度高于25μg/L 的As(III)污染水.由此可见,在低浓度含As(III)水混凝净化过程中,高铁盐效率优于亚铁盐.0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 010********* 246810 12 1020 30 40 50 60 70 80 90 100 0246810 125060708090100出水A s (u g /L )A s (I I I )去除率(%)亚铁盐投加量(mg/L) 高铁盐投加量(mg/L)A s (I I I )去除率(%)出水A s (u g /L )图1 亚铁、高铁盐不同投加量下出水砷浓度及去除率Fig.1 The effluent arsenic concentration and removal efficiency by ferrous and ferric salts with different dosage进水100µg/LAs(III)进水50µg/LAs(III)进水25µg/LAs(III)2.2 高铁、亚铁盐除砷最佳pH 值对比不同混凝剂的混凝效果受水的pH 值影响具有较大差异[13]:硫酸铝的最佳除浊pH 值为6.5~7.5,而高铁盐混凝剂的水解产物溶解度较铝盐小,适用的pH 范围较广,一般为6.0~8.4;同时pH 值也是As(III)吸附去除过程的重要影响因素.为对比高铁、亚铁盐混凝除砷最佳pH 值及致酸性差异,本试验以进水As(III)50μg/L 、高铁盐2mg/L 、亚铁盐5mg/L 为基础(pH7.5左右时2种铁盐除砷效果相近,均为60%左右),按pH 值由低到高的顺序,分别选取不同pH 值条件下进出水样品各6个,依次标记为:进水—1、出水—1、进水—2、出水—2、进水—3、出水—3、进水—4、出水—4、进水—5、出水—5、进水—6、出水—6,研究亚铁、高铁盐除砷最佳pH 值.如图2(a)、(b)所示,亚铁、高铁盐吸附除砷效率随溶液pH 值变化规律是相似的,溶液pH 值从4逐渐增加到8过程中,砷的去除率呈陡增趋势,直至pH 值在8左右砷去除率达到最大,一旦溶液pH 值超过8,砷去除率明显降低.可以解释为:不同的铁氧化物吸附剂,其表面零电荷点zpc 各不相同[7].当pH 值小于zpc 时,吸附剂表面聚集大量的正电荷,吸附去除含砷阴离子能力较强;而当pH 值大于zpc 时,溶液中负电荷聚集到吸附剂上,吸附剂表面呈负性,与含砷阴离子产生静电斥力,从而吸附除砷能力降低.对比图2(a)、(b)可以发现,高铁、亚铁盐除砷效率随pH 值变化的幅度是不一致的.当pH 值从4增加到6过程中,亚铁盐除砷效率增加量不足2%,而高铁盐除砷效率从47%增加到53%,整体提高了6%左右,可以解释为:低pH 值抑制了两种铁盐的水解过程,尤其是降低了亚铁的5期 张明月等：高铁盐与亚铁盐混凝除As(III)性能的对比研究 1801氧化速率[14],使其不能充分氧化水解为铁氧化物吸附剂,且当溶液pH<9.22时,As(III)主要以中性分子H 3AsO 3形式存在,增加了As(III)吸附去除难度.pH 值从6增加到7过程中,pH 值不再限制铁盐水解过程,且混凝过程内亚铁盐能够被完全氧化,H 3AsO 3分子水解部分增加,两种铁盐在pH 值增加1的条件下除砷效率均提高了10%左右.当pH 值为8左右时,H 2AsO 3-几乎能够占到As(III)所有形态的13.5%[15],且此时铁盐能够充分形成氧化物,吸附位点充足除砷效果最佳.当pH 值超过8时溶液呈碱性状态,铁氧化物与H 2AsO 3-虽易形成,但是铁氧化物表面过量的负电荷(OH -)聚集,静电斥力作用使得铁盐吸附除砷效果并不理想.3 4 5 6789 101145678910 1520253035404550A s 浓度(u g /L )46 48 50 52 54 56 58 60 62 64 66 68 70去除率(%)4648 50 52 54 56 58 60 62 64 66 68 70 去除率(%)12 3 4 5 6 0 2 46810样品标号进水pH 值溶液pH 值样品标号1234560246810 溶液pH 值进水pH 值A s 浓度(u g /L )图2 不同pH 值下亚铁、高铁盐去除As(III)效率及出水pH 值变化Fig.2 The As (III) removal efficiency by ferrous and ferric salts and the change of pH values at different initial pH values图a 、c 分别表示亚铁盐投加量为5mg/L 条件下的除As(III)效果及反应前后溶液pH 变化;图b 、d 分别表示高铁盐投加量为2mg/L 条件下的除As(III)效果及反应前后溶液pH 变化进水As 浓度出水As 去除率pH 值进水pH 值从图2(c)、(d)可以看出,两种铁盐混凝除砷过程前后溶液的pH 值会呈现小范围变化,出水溶液pH 值均会朝着8左右靠拢.有人研究发现:含砷废水处理过程中,高铁盐较亚铁盐的致酸性更强,达标排放需要投加的碱液更多[16].但由图2分析可知:对于低浓度的含As(III)水而言,少量铁盐就能实现砷的有效去除,反应前后pH 值波动范围基本在1以内,符合饮用水卫生标准,不需要外加碱液调节.2.3 高铁、亚铁盐混凝除砷过程中吸附性能对比研究为进一步阐述高铁、亚铁盐混凝除砷性能的优劣,本实验从铁盐混凝除砷机理出发,分析两种铁盐除砷差异的原因.铁盐混凝除砷机理主要包括两个[7]:1)游离态含砷离子与沉淀铁氧化物表面活性基团吸附形成表面复合体即吸附作用;2)含砷离子在铁氧化物形成过程中与之共同沉淀形成难溶的复合沉淀物即共沉降作用.为区分二者在整个混凝过程中的作用大小,设计混凝过程中不同的砷溶液投加点进行试验研究:1)混凝试1802 中 国 环 境 科 学 37卷验:从混凝第一阶段开始,铁盐和含As(III)溶液同时投加到反应器内,进行混凝试验;2)吸附实验:混凝第二阶段末投加含As(III)溶液,利用混合、絮凝阶段生成的絮凝小颗粒进行除砷过程中吸附作用贡献率大小探究.为保证颗粒完整与絮体大小合适,采用搅拌速度150r/min 的前提下进行探究.该试验过程中砷的去除率视为混凝过程中吸附作用的贡献.2.3.1 混凝—吸附除砷性能对比研究 其中进水As(III)为100μg/L,pH7.5左右,吸附时间30min,吸附/混凝表示的是铁盐除砷过程中,吸附作用占混凝总过程的百分比.如图3a 、b 所示:随着高铁、亚铁盐投加量的增加,吸附除砷效率不断上升,吸附作用在混凝除砷过程中的贡献率越来越大,而共沉淀作用效果有限,在铁盐混凝过程中贡献率逐渐降低.由此可见,吸附是铁盐混凝除砷过程的主要机理,这与Ouzounis [17]、王琪[18]、Pallier [19]等的结论是一致的,而共同沉淀作用相对较弱.随着铁盐投加量的不断增加,溶液内形成的铁氧化物细小颗粒增多,能够给含As(III)负离子提供足够的吸附位点[20],吸附效果明显提升.通过对比图3a 、b 中亚铁、高铁盐吸附除砷效果可以发现:相同铁盐投加量条件下,高铁盐不仅混凝除砷效果优于亚铁盐,而且其吸附所占比例均比亚铁盐高,当铁盐投加量为10mg/L 时,高铁盐吸附除砷量高达混凝效果的90%以上,共沉淀作用仅使出水砷含量降低8.22ug/L,而亚铁盐吸附除砷量不足混凝效率的80%,共沉淀作用使得出水砷含量降低17.35ug/L,由此可见,高铁盐吸附除砷效果优于亚铁盐,但共沉淀作用却不及亚铁盐.2 4 68102468 10102030405060出水A s 浓度(µg /L )亚铁盐投加量(mg/L)5456 58 60 62 64 66 68 70 72 74 76 78 80 吸附/混凝(%)吸附/混凝(%)高铁盐投加量(mg/L)5660 64 68 72 76 80 84 88 92 出水A s 浓度(µg /L )图3 亚铁、高铁盐混凝—吸附去除As(III)性能对比Fig.3 The comparison of As(III) removal performance by ferrous and ferric salts in coagulation - adsorption process吸附出水As 浓度(µg/L)混凝出水As 浓度(µg/L)/混凝(%)2.3.2 吸附动力学研究 为进一步分析亚铁、高铁盐吸附去除As(III)能力的区别,本试验采用浓度为5mg/L 的高铁、亚铁盐絮凝阶段末小颗粒为吸附剂,在150r/min 的转速下,研究絮凝颗粒吸附除砷动力学,其中进水As(III)浓度为500ug/L, pH7.5左右.利用准一、二级动力学模型对两种铁盐吸附动力学过程进行拟合,发现准二级动力学模型更符合亚铁、高铁盐吸附除砷过程.准二级动力学模型的微分方程表达式为[21]: d d t t q = k 2(q e -q t )2 (1)式(1)积分后得22e e 1t t t q k q q =+ (2) 式中:q t 和q e 分别为平衡时和任意时刻的吸附量,μg/g;k 2分别为准二级动力学模型的吸附速率常数,g/(μg ⋅h);准二级动力学模型的初始吸附速率为h =k 2q e 2[μg/(g ⋅h)],拟合结果如图4所示.由图4分析二级动力学拟合结果可知:吸附初始阶段1h 以内,两种铁盐表面的砷吸附量均随时间急剧上升,大约1h 后吸附过程逐渐趋于平缓,直至6h 左右吸附达到平衡状态,说明亚铁、高铁盐对砷的吸附过程主要发生在前1h 内,吸附量占最大吸附量的90%左右.初始阶段,铁盐吸附速率5期 张明月等：高铁盐与亚铁盐混凝除As(III)性能的对比研究 1803较高,主要是因为溶液内砷浓度与氧化铁小颗粒外表面液膜内砷浓度差距较大,因此砷在吸附剂表面的迁移动力越大,絮凝小颗粒表面砷的吸附量逐渐增加;平衡阶段,颗粒表面有限的吸附位点使得溶液内砷并不能被全部去除,溶液与颗粒表面砷含量会最终达到一种动态平衡.对比亚铁、高铁盐吸附除As(III)动力学过程发现,吸附初始阶段,亚铁盐吸附速率为2.299μg/(g ⋅h),而高铁盐吸附速率达到3.748μg/(g ⋅h),可见高铁盐对As(III)的初始吸附动力较亚铁盐大.经过约6h,颗粒表面的砷吸附量基本达到最大,平衡时亚铁盐的最大吸附量为42.445μg/mg,而高铁盐的平衡吸附量高达50.865μg/mg,除砷效果差距较明显.分析原因可能是:高铁盐水解过程中可以形成多种成分配合物,如:单核组分Fe(OH)2+、Fe(OH)2+、多核组分Fe 2(OH)24+、Fe 3(OH)45+等等,这些带有较长线型结构的正电荷高聚物,其分子量越大对砷的吸附性能越强[8,18],而在pH<8.5条件下亚铁盐水解时只能生成简单的单核络合物,不具备Fe 3+水解产物相当的吸附性能;相关研究表明,混凝除砷过程中形成的颗粒粒径以及其zeta 电位的差异也会不同程度地影响砷的去除效果[7].t (min)q t(µg /m g )图4 亚铁、高铁盐吸附除As(III)动力学曲线Fig.4 The kinetic curves of As(III) adsorption by ferrousand ferric salts2.4 混凝过程中亚铁氧化除砷能力研究大量的试验证实:亚铁盐能够将As(III)催化氧化为As(V),促进砷的吸附去除[6,22].为探究混凝处理低浓度含砷水过程内,亚铁盐催化氧化除砷能力,综合对比亚铁、高铁盐的除砷效果,本试验以进水As(III)浓度为500μg/L,pH 值7.5左右,DO 为6.5mg/L,铁盐投加量5mg/L 为基础,对残留溶液与酸解吸溶液内As(III)与As(V)含量进行对比分析,深入探究混凝过程中亚铁盐的氧化除砷效果.20406080100d 0tot 0d 0A s 残留百分比(%)图5 亚铁、高铁盐氧化除As(III)能力对比 Fig.5 The comparison of As(III) oxidation capacity byferrous and ferric salts其中:As 0:进水总As;As d :出水溶解性总As(过膜);As(III)d :出水溶解性As(III)(过膜);As(III)tot :未被氧化的As(III),包括吸附和溶解两部分(浓盐酸1:1脱附1h)从图5可以看出,高铁盐混凝除砷阶段末,水溶液中残留的溶解As(III)占总砷的50%,且无论是在絮凝沉淀的氢氧化铁小颗粒表面还是溶液中残留的总砷中均未发现As(V)的存在,充分说明高铁盐虽然能够有效地吸附去除As(III)却并不能将其氧化.亚铁盐混凝除砷阶段末,水溶液中残留的溶解As(III)、As(V)分别为总砷的40.96%、19.81%,解吸后溶液内As(V)占总砷的39.36%.分析亚铁盐除砷效果发现,溶液中40%左右的As(III)被氧化成As(V),其原因推测是亚铁在溶解氧氧化过程中生成的羟基自由基或者中间物质Fe(IV)催化了As(III)的氧化[3],但是试验发现,亚铁盐氧化As(III)的能力是有限的,可能是因为亚铁盐的投加量较少,生成的催化物质有限且其自身氧化过程中需要消耗一定量的中间催化产物.同时亚铁盐混凝出水中出现了大量的As(V),约为99μg/L,可以解释为:试验过程中亚铁盐生成的吸附剂表面的吸附位点有限且吸附、沉降性能不佳,As(III)1804 中国环境科学 37卷即使被氧化成易吸附的As(V)形式,也难以被完全去除.可见,吸附剂投加量是除砷效率的重要影响因素.总体而言,在试验水质条件下,尽管亚铁盐混凝除砷过程中有一定的催化氧化能力,但是除As(III)效果仍然不及高铁盐显著.3结论3.1采用无预氧化措施的混凝法处理低浓度含As(III)水时,高铁盐较亚铁盐效率高,其投加量不足亚铁盐的一半,6mg/L的高铁盐就能实现进水100μg/L的As(III)达标去除.3.2亚铁、高铁盐去除As(III)的最佳pH范围为8左右,且在铁盐低投加量条件下,致酸性并不明显,反应前后溶液pH值仅在1以内波动.3.3铁盐混凝除As(III)的主要机理为吸附,不同铁盐投加量条件下,高铁盐的吸附效果均比亚铁盐突出.6h亚铁盐的As(III)平衡吸附量仅为42.445μg/mg,而高铁盐高达50.865μg/m.3.4铁盐混凝除砷过程中,5mg/L的亚铁盐能够将100μg/L进水As(III)浓度中40%左右的As(III)氧化为As(V),但由于其吸附能力弱,导致As(III)去除效果仍然不及高铁盐.参考文献：[1] 杨柳.生物滤池同步去除地下水中铁、锰、砷的工艺及机理研究 [D]. 哈尔滨:哈尔滨工业大学, 2014.[2] GB/T5749-2006 生活饮用水卫生标准 [S].[3] Wang L, Giammar D E. Effects of pH, dissolved oxygen, andaqueous ferrous iron on the adsorption of arsenic to lepidocrocite [J]. Journal of Colloid and Interface Science, 2015,448:331-338. [4] Zhang G S, Qu J H, Liu H J, et al. Removal Mechanism of As(III)by a Novel Fe−Mn Binary Oxide Adsorbent: Oxidation and Sorption [J]. Environmental Science & Technology, 2007,41(13): 4613-4619.[5] Wu K, Liu R P, Liu H J, et al. Enhanced arsenic removal by insitu formed Fe–Mn binary oxide in the aeration-direct filtration process [J]. Journal of Hazardous Materials, 2012,239-240(239- 240):308-315.[6] Roberts L C, Hug S J, Ruettimann T, et al. Arsenic Removal withIron(II) and Iron(III) in Waters with High Silicate and Phosphate Concentrations [J]. Environmental Science & Technology, 2004,38(1):307-315.[7] Wang Y, Duan J, Liu S, et al. Removal of As(III) and As(V) byferric salts coagulation –Implications of particle size and zetapotential of precipitates [J]. Separation and Purification Technology, 2014,135:64-71.[8] 许保玖,严煦世,范瑾初.给水工程 [M]. 4版.北京:中国建筑工业出版社, 1999:526.[9] Qiao J, Jiang Z, Sun B, et al. Arsenate and arsenite removal byFeCl3: Effects of pH, As/Fe ratio, initial As concentration and co-existing solutes [J]. Separation and Purification Technolog, 2012,92(1):106-114.[10] L iu R P, Sun L H, Qu J H, et al. Arsenic removal throughadsorption, sand filtration and ultrafiltration: In situ precipitated ferric and manganese binary oxides as adsorbents [J].Desalination, 2009,(249):1233-1237.[11] Mitrakas M G, Panteliadis P C, Keramidas V Z, et al. PredictingFe3+ dose for As(V) removal at pHs and temperatures commonlyencountered in natural waters [J]. Chemical Engineering Journal,2009,155(3):716-721.[12] Ghurye G, Clifford D, Tripp A. Iron coagulation and directmicrofiltration to remove arsenic from groundwater [J]. AmericanWater Works Association, 2004,96(4):143-152.[13] 刘晓天.生物除铁除锰滤池对砷的去除效果及机理研究 [D].哈尔滨:哈尔滨工业大学, 2010.[14] 张杰,李冬,杨宏,等.生物固锰除锰机理与工程技术 [M].北京:中国建筑工业出版社, 2005:29-34.[15] Wu K, Liu R, Li T, et al. Removal of arsenic(III) from aqueoussolution using a low-cost by-product in Fe-removal plants—Fe-based backwashing sludge [J]. Chemical Engineering Journal,2013,226(12):393-401.[16] 张萌,邱琳,于晓晴,等.亚铁盐与高铁盐除磷工艺的对比研究 [J]. 高校化学工程学报, 2013,27(3):519-525.[17] Ouzounis K, Katsoyiannis I, Zouboulis A. Is the Coagulation-Filtration Process with Fe(III) Efficient for As(III) Removal fromGroundwaters? [J]. Separation Science and Technology, 2015, 50(10):1587-1592.[18] 王琪.铁盐混凝过程中As(III)和As(V)去除规律的研究 [D].哈尔滨:哈尔滨工业大学, 2011.[19] Pallier V, Feuillade-Cathalifaud G, Serpaud B, et al. Effect oforganic matter on arsenic removal during coagulation/flocculationtreatment [J]. Journal of Colloid and Interface Science, 2010, 342(1):26-32.[20] Zouboulis A, Katsoyiannis I. Removal of arsenates fromcontaminated water by coagulation-direct filtration [J].Separation Science and Technology, 2002,37(12):2859-2873. [21] 李冬,孙宇,曾辉平,等.铁锰生物污泥吸附磷 [J]. 中国环境科学, 2014,34(10):2528-2535.[22] Ona-Nguema G, Morin G, Wang Y, et al. XANES Evidence forRapid Arsenic (III) Oxidation at Magnetite and Ferrihydrite Surfaces by Dissolved O2 via Fe2+-Mediated Reactions [J].Environmental Science & Technology, 2010,44(14):5416-5422. 作者简介：张明月(1990-),女,河北衡水人,硕士研究生,主要从事砷污染地下水净化研究.。