砷酸盐在针铁矿上的界面作用过程及磷酸盐竞争吸附影响的试验和模拟研究

砷酸盐在针铁矿上的界面作用过程及磷酸盐竞争吸附影响的试
验和模拟研究
杨智;谢先军;皮坤福
【摘要】利用铁矿物吸附修复高砷地下水是环境领域的研究热点.通过试验和模拟对砷酸盐在针铁矿上的界面作用过程及磷酸盐的竞争吸附影响进行了研究.结果表明:砷酸盐和磷酸盐的吸附效果随pH值的增加而下降,在pH值大于针铁矿零点电位时,砷酸盐和磷酸盐的吸附效果随离子强度的增加而增加;砷酸盐在铁氧化物上的结合能力要强于磷酸盐,砷酸盐在针铁矿上的吸附形态主要以去质子化单核单齿的内层络合物＞ FeAsO42-为主.最后,利用红外数据对砷酸盐的吸附机理进行了验证.【期刊名称】《安全与环境工程》
【年(卷),期】2017(024)006
【总页数】8页(P62-69)
【关键词】砷酸盐;磷酸盐;界面作用;竞争吸附;吸附形态;针铁矿;扩散层模型
【作者】杨智;谢先军;皮坤福
【作者单位】中国地质大学(武汉)环境学院,湖北武汉430074;中国地质大学(武汉)环境学院,湖北武汉430074;中国地质大学(武汉)环境学院,湖北武汉430074
【正文语种】中文
【中图分类】X523
砷(As)是一种对生态环境和人类健康极其有害的有毒类金属元素。

高砷地下水在全世界范围内分布，单在中国就有约230万人受到高砷地下水的影响[1]。

长期饮用
砷含量高于10 μg/L的水会导致一系列疾病[2]。

目前对高砷水的修复主要采用经济实惠的吸附处理方式，而利用铁氧化物吸附高砷水已得到广泛应用[3]。

砷在铁氧化物上的吸附主要受固体表面特征和溶液中共存
离子的影响。

如砷在不同的铁氧化物如针铁矿、水铁矿上具有不同的饱和吸附量，除铁矿物的结晶程度、表面积不同之外，铁氧化物的零点电位的不同也会导致砷的吸附效率存在较大差异[4]。

此外，水体中的共存离子会对砷在铁氧化物上的吸附
起到促进或抑制效果[5]，其中磷酸盐被认为是水中最主要的砷的竞争吸附离子，
磷酸盐在水中可形成去质子化的含氧阴离子，其吸附行为与砷相似，通过占据铁氧化物上的吸附点位来对砷的吸附行为进行抑制[6]。

近些年，许多学者对砷在针铁矿上的吸附过程进行了大量的试验研究，磷酸盐对砷的竞争吸附过程也受到了广泛的关注，并运用表面络合模型很好地拟合了吸附试验结果，同时对不同条件下砷的吸附效果进行预测[7]。

但多数试验和模拟过程只关
注最终吸附的结果，而对砷在铁氧化物上的吸附机理没有做出很好的解释。

因此，本文通过单组分的砷酸盐和磷酸盐在无定型针铁矿上的吸附试验以及两者之间的竞争吸附试验，运用扩散层模型(Diffusion Layer Model,DLM)对吸附试验数据进行了拟合，进一步分析砷酸盐铁氧化物上的物质吸附组分、形态变化过程，并通过红外数据对模拟结果进行了验证，以便更好地了解砷在铁氧化物上的吸附效果和机理。

1.1 试剂准备
试验中使用的砷酸盐和磷酸盐溶液通过溶化一定量的Na2HAsO4·12H2O 、
NaH2PO4·2H2O试剂后用去离子水稀释得到。

铁氧化物则通过NaHClO氧化
F eSO4·7H2O形成沉淀。

通过1 mol/L HNO3和1 mol/L NaOH 溶液调节溶液pH值。

以NaNO3为背景电解质溶液。

所用药品试剂均为分析纯。

1.2 铁矿物合成
以原位注入除砷试验方法为基础[8]，配置含5 mmol/L FeSO4·7H2O、2.5
mmol/L的NaClO混合溶液(有效氯含量gt;6%) 10 L于塑料桶中，通过搅拌器不断搅拌2 d，静置24 h后倒去上层清液对剩余悬浊液以3 500 r/min离心15 min，得到的固体在40℃下低温烘干即为所需铁氧化物/氢氧化物固体，研磨过200目
筛子后保存。

使用前将铁氧化物颗粒用去离子水清洗至其电导率与去离子水一致，再次低温烘干，密封保存待用。

1.3 电位滴定试验
电位滴定试验中假设氢离子(H+)和氢氧根离子(OH-)仅受到固体表面电势影响，通过计算吸附的质子量(如在矿物表面消耗的氢离子和氢氧离子之和)可以得到固体表面电荷的变化。

电位滴定试验中设置铁氧化物浓度为2.5 g/L。

滴定试验前将干燥后的铁氧化物(过200 mm×325 mm的筛子)0.25 g加到100 mL离子强度(I)分别为0.001 mol/L、0.01 mol/L、0.1 mol/L的NaNO3溶液中并设置25℃恒温条件，在200次/min摇床中振荡2 d，使铁氧化物与溶液充分反应并达到pH值平衡，并将溶液中通入高纯度N2 24 h。

滴定试验过程中用磁力搅拌器搅拌溶液，
充分混合滴加的酸碱溶液并防止颗粒物聚集，并始终通入N2以防止空气中CO2
进入影响pH值的稳定。

滴定开始时逐渐加入微小剂量的标准的0.1 mol/L NaOH 溶液，将pH值调至10～11，然后再次添加标准的0.1 mol/L HNO3溶液使pH
值降到5以下，并记录每次添加的酸碱溶液的用量。

每次酸碱溶液添加之间，间
隔5 min使溶液达到平衡再测量其pH值[9]。

1.4 吸附试验与测试方法
吸附批试验均在50 mL离心管中完成，以NaNO3为背景电解质溶液，通过设置pH值范围为3～11以及不同离子强度、不同砷酸盐和磷酸盐浓度，使反应溶液总体积为40 mL，准确称量并向溶液中添加铁氧化物使浓度为0.25 g/L，在摇床中
设置25℃下200次/min振荡5 d，使吸附反应完全达到吸附平衡。

吸附平衡后将离心管取出并在离心机中以3 000 r/min离心15 min，然后将上层水样通过0.45 μm树脂滤膜过滤后于4℃低温保存，固体在室温条件下自然阴干后密封保存待测。

试验中使用的离心管等材料在使用前均用5%的HNO3溶液浸泡2 d后用去离子
水洗涤并烘干。

水样的pH值采用哈希HQ-D400仪测量；水样的砷浓度采用北京吉光AFS-2202仪测定；磷酸根离子浓度采用哈希DR-2800分光光度计测定[10]；固体BET分析采用全自动比表面积仪(美国Micromeritics公司)测量；FTIR分析采用傅里叶红外光谱仪(美国赛默-飞世尔有限公司)测量；XRD分析采用X射线粉晶衍射仪(德国Bruker AXS D8-Focus)测量。

2.1 铁氧化物性质
将硫酸亚铁与次氯酸钠溶液按5∶1的摩尔浓度添加到去离子水中，在持续的搅拌过程中硫酸亚铁快速溶解，二价铁离子(Fe2+)被ClO-迅速氧化，铁氧化物在溶液中形成棕褐色悬浮液，形成了无定型的针铁矿和一些氢氧化铁胶体[8]。

铁氧化物
表面特征的XRD和FTIR分析见图1。

由图1(a)可见，制备的铁氧化物的矿物相并没有明显的衍射峰存在，说明该铁氧
化物结晶程度较低。

由图1(b)可见，在波数为1 000 cm-1、1 610 cm-1处存在
明显的Fe-O-H的弯曲振动吸收，说明该铁氧化物中存在羟基结构；此外，在波
数为3 000 cm-1处还存在水的羟基及铁氧化物的结合羟基[11]，表明制备的铁氧化物为富含羟基的无定型针铁矿。

采用BET方法测量铁氧化物的比表面积，得到比表面积为184.67 m2/g。

电位滴定试验中铁氧化物通过吸附对溶液pH值变化起到缓冲作用，因此通过不同离子强度的背景电解质溶液得到的滴定数据曲线的交点pH值即为该固体零点电位的pH 值(即pHzpc值)[12]。

根据下式可以得到固体表面电位(电荷密度)与pH值之间的
关系[9]：
σ0=()()
式中:σ0为固体表面电位(C/m2)；F为法拉第常量(C/mol)，F=96 485 C/mol；As为固体比表面积(m2/g)；m为电位滴定试验中使用的铁氧化物浓度(g/L)；[H+]、[OH-]为pH计测得的溶液中氢离子、氢氧根离子的浓度(mol/L)，其中[H+]=10-pH，[OH-]=10(pH-14)；Ca、Cb分别为溶液中酸和碱的总浓度(mol/L)。

当铁氧化物浓度为2.5 g/L，且背景电解质溶液(NaNO3溶液)的离子强度(I)分别为0.001 mol/L、0.01 mol/L和0.1 mol/L时，可得到不同pH值条件下针铁矿表面电位的变化，见图2。

由图2可以发现，试验中铁氧化物pHzpc值在7.5左右。

2.2 表面络合模型及反应平衡常数
砷酸盐在针铁矿上的吸附形态存在争议[13]，但其在针铁矿表面主要形成内层络合物。

在较低的砷酸盐表面覆盖条件下，砷酸盐在针铁矿上以单配位体的内层吸附方式存在，由于砷、磷的化学性质相似，本文选取扩散层模型(DLM)对试验数据进行拟合，模型中砷酸盐和磷酸盐均以单齿内层络合形式吸附在铁氧化物表面上，吸附形式的状态完全取决于溶液pH值的变化而出现非、单、双质子化形式的单齿内层吸附形式[14]，具体吸附形态及决定吸附形态组成的各平衡反应表面络合常数见表1[15]，其中砷的吸附形态gt;FeOHAs随着pH值的增加而逐渐增加，在碱性条件下成为砷酸盐主要的吸附形态。

DLM模型通过对大量文献中试验数据的拟合，以含水氧化铁、锰氧化物、针铁矿和水铝矿为吸附剂建立了丰富的阴阳离子吸附数据库[16-17]。

在DLM模型中，设置了强吸附能力和弱吸附能力的吸附点位，总的点位密度为2.31 site/nm2，其中强吸附点位占据总吸附点位的2.5%，弱吸附点位则占据总吸附点位的97.5%。

DLM模型拟合过程中背景电解质离子并不参与铁氧化物表面的吸附反应，模拟过
程通过VISUAL MINTEQ软件对吸附试验数据进行拟合[15,18]，通过改变模型中固体表面特征参数即为本试验铁氧化物特征值，并运用模型解析吸附过程中发生的吸附行为。

2.3 磷酸盐和砷酸盐的吸附
2.3.1 砷和磷的吸附过程
砷和磷的吸附受到pH值的极大影响。

其中，在pH值lt;7.5时，砷酸盐在3种浓度(0.5 mg/L、1.0 mg/L和1.5 mg/L)下均可被完全吸附，因此本文给出了pH值gt;7.5时，不同浓度砷酸盐在pH值影响下对砷的吸附效果及DLM模型拟合结果，以及不同浓度磷酸盐在pH值影响下对磷的吸附效果及DLM模型拟合结果，见图
3和图4。

由图3可见，当pH值继续增加时，砷酸盐的吸附量随pH增加而下降。

由图4可见，当磷酸盐浓度为0.7 mg/L时，可被铁矿物完全吸附而不受pH值的影响；当磷酸盐浓度为3.5 mg/L时，磷酸盐的吸附受pH值的影响明显，其吸附效果随pH值的增加呈下降趋势，磷酸盐最大吸附量可达0.06 mmol/m2。

由图3和图4可见，DLM模型对于低pH值、低浓度砷酸盐和磷酸盐吸附过程的模拟效果较好，但随着pH值增加特别是当pH值gt;pHzpc值时，模拟结果出现偏差，模型低估了强碱性条件下砷酸盐和磷酸盐在铁氧化物上的吸附效果。

此外，由图3可见，在不同砷酸盐浓度条件下砷的吸附效率开始降低的pH值并不相同。

根据表面电荷理论，当溶液pH值小于铁氧化物pHzpc值时，铁氧化物表
面带正电荷，可促进砷、磷等阴离子的吸附；当溶液pH值大于铁氧化物pHzpc
值时，铁氧化物表面带负电荷，含氧阴离子的吸附受到抑制。

在离子吸附过程中，随着砷在铁氧化物的表面覆盖和吸附量增加，在相对较高砷酸盐浓度时砷的吸附会降低铁氧化物表面的pHzpc值。

可见，铁氧化物表面的表面电荷分布除了受到
pH值的影响之外，离子的吸附过程本身也会造成针铁矿界面上电势的变化。

2.3.2 离子强度对砷和磷吸附效果的影响
利用背景电解质浓度变化可分析吸附质离子在吸附剂表面形成络合物的类型[19]。

当吸附质离子在吸附剂表面形成外层络合物时，背景电解质离子常常与吸附质离子竞争吸附点位，这时背景电解质浓度增加会导致吸附效率降低；当吸附质离子在吸附剂表面形成内层络合物时，吸附质离子直接与吸附剂表面基团配合，很少或不受电解质离子竞争吸附影响，因此内层吸附很少受到离子强度(I)改变的影响。

当砷酸盐和磷酸盐的吸附不受离子强度的影响时，可认为此时砷酸盐和磷酸盐在铁氧化物表面形成内层络合物。

离子强度对砷酸盐吸附效果的影响及DLM模型拟合结果，见图5。

由图5可见，DLM模型在离子强度为0.1 mol/L时的拟合效果较好，在离子强度为0.001 mol/L时DLM模型则高估了砷酸盐的吸附效果，这是由于扩散层模型同时考虑了化学力和库仑力的作用，当完成吸附需要做功的总数一定时，离子强度增加，库仑力所占的比重变大，模型能够更好地体现这一过程。

离子强度对磷酸盐吸附效果的影响及DLM模型拟合结果见图6。

由图6可见，受磷酸盐浓度影响，其受到离子强度影响的pH值远小于砷酸盐开始受到离子强度影响的pH值。

可见，吸附质浓度也是影响离子强度作用的因素之一。

此外，磷酸盐和砷酸盐的吸附量还表现为随离子强度增加而增加，这一现象与以前的试验结果一致[15]。

即随着离子强度的增加，砷酸盐和磷酸盐在针铁矿上的吸附量也增加，出现这种现象可能的原因是离子强度的增加而挤压了电位双层中的扩散层，改变了固-液界面的电势能，降低了固体表面与阴离子之间的电子排斥力，促
使As、P等阴离子越来越靠近带负电的固体表面，而通过配位体交换形成内层络
合物的形式而使吸附量增加[15]，这一原理与DLM模型中设置的内层吸附形态相吻合。

为了验证这一假设，本文借助模拟软件VISUAL MINTEQ在不同离子强度下对铁
氧化物表面电势随pH值的变化进行了模拟，其模拟结果见图7。

由图7可见，在pH值gt;pHzpc值时，离子强度较强时的固体氧化物表面电势的负电性较弱，这与降低固体氧化物表面与阴离子之间电子斥力的机理一致，从而很好地解释了在相对较强的离子强度下含氧阴离子吸附效果会增强的现象。

另外，在较高的离子强度下，磷酸盐在带负电荷的固体表面形成的内层络合物有可能被共同吸附的阳离子(如Na+)中和,从而形成不同的电解质，因此较高电解质溶
液浓度可能会促进磷酸盐的吸附[20]。

可见，离子强度对可变电荷、铁氧化物吸附砷和磷的影响表现在多个方面，不仅影响吸附质离子在氧化物表面的专性吸附，而且对于其发生的外层吸附通过改变氧化物扩散层的电势来增强或减弱吸附作用。

2.3.3 磷酸盐对砷酸盐吸附效果的影响
研究不同离子之间的竞争吸附过程可以进一步了解吸附剂的吸附效果以及吸附离子在固体氧化物表面的结合机制。

图8为磷酸盐对砷酸盐吸附效果的影响及DLM模型拟合结果。

由图8可见，砷酸盐与磷酸盐的共吸附过程依然受到pH值的影响，当pH值
lt;pHzpc时，砷酸盐和磷酸盐几乎被完全吸附，此时磷酸盐对砷酸盐吸附效果的
影响并不明显；当pH值gt;pHzpc值时，磷酸盐的加入导致砷酸盐吸附效果下降，随着磷酸盐浓度的增加，砷酸盐的吸附效果进一步下降但是下降程度并不明显。

DLM模型对砷酸盐和磷酸盐单组分吸附过程的模拟效果较好，且在竞争吸附过程
中DLM模型基本能够预测磷酸盐浓度为0.7 mg/L下砷酸盐的吸附效果，但是当
磷酸盐浓度为3.5 mg/L时，模拟值大大低于试验值。

这是由于砷酸盐和磷酸盐具有相似的溶液质子化特征和吸附特征，在单组分吸附过程中两种离子在针铁矿上的吸附行为具有一定的相似性。

DLM模型中砷酸盐和磷酸盐在铁氧化物表面上就同
一类型的吸附点位竞争吸附，从而导致砷酸盐的吸附效率下降[21]。

模拟出现偏差
的情况可能由于砷酸盐在针铁矿上的吸附结合能力要强于磷酸盐所致。

前人的研究也发现砷酸盐相比较磷酸盐在针铁矿上吸附得更为紧密[22-23]，由于针铁矿上的吸附点位一定，砷酸盐在针铁矿上优先吸附，形成较强结合能力的吸附形式，因此当磷酸盐浓度继续增加时，砷吸附效果下降有限，这与试验结果一致。

此外，有研究指出针铁矿上磷酸盐-砷竞争吸附分为前期的快速表面络合和随后发生的较为缓慢的表面沉淀过程[22]，磷酸盐浓度较高时会形成无定型的铁-磷酸盐络合物沉淀,也可能使模拟结果产生偏差。

通过对比砷酸盐和磷酸盐的共吸附试验，可以认为砷酸盐在该无定型针铁矿上的吸附结合能力要强于磷酸盐,并且当磷酸盐的浓度远大于砷酸盐浓度时，对砷的竞争吸附效果会放缓。

3.1 砷酸盐在针铁矿上的吸附形态变化
利用表面络合模型进行吸附模拟时，砷酸盐在固体氧化物表面上的吸附形态是造成吸附效果存在差异的原因之一，因此正确地判别砷酸盐在铁氧化物上的吸附形态可以更加精确地表示其吸附过程。

在DLM模型中砷酸盐和磷酸盐的吸附以内层单齿单核的结合形式为主，利用VISUAL MINTEQ软件可描述不同pH值条件下砷吸附形态的变化过程，见图9。

由图9可见，砷酸盐初始以gt;FeHAs和gt;FeAs吸附形态为主，随着溶液pH值的升高，gt;FeAs吸附形态成为主要的吸附产物，且随着pH值的进一步升高，gt;FeOHAs吸附形态逐渐增加并成为主要的吸附形态。

通过对本试验中不同pH值条件下砷酸盐吸附后的针铁矿进行红外表征，其FTIR 曲线见图10。

由图10可见，酸性条件下砷酸盐的透过率较低，多出现吸收峰，与试验中的高吸附效果一致；当pH=4时，在691 cm-1处出现吸收峰的加强，这是由于ν(As-OH)振动，使得-OH的吸收显著增强，不仅证明了砷的存在，还说明在pH=4时
存在质子化的吸附形态,如gt;FeHAs吸附形态的存在[24]；此外，在824 cm-1、
1 130 cm-1和1 630 cm-1处都出现了显著的吸收峰，很可能属于Fe-O-As基团的吸收峰，形成的gt;FeOAs的吸附形态[25-26]；在pH=10时，砷的吸附量大
大减少，出现了1 328 cm-1和1 500 cm-1处两个吸收峰，据文献记载这两个峰型可能与随着砷的吸附在铁氧化物上解吸附CO2有关[27]。

因此，根据FTIR数据可以得出在pH值变化条件下，砷在无定型针铁矿上存在着gt;FeHAs和gt;FeAs两种吸附形态，但是并没有发现gt;FeOHAs吸附形态，其
原因可能是当pH值较高时砷的吸附量较小的缘故。

可见，砷酸盐在针铁矿界面上的吸附形态取决于溶液pH值的变化，出现非、单、双质子化形式的单齿内层吸附形式[16]，本研究通过吸附试验和FTIR数据以及DLM模型模拟很好地说明了这
一过程。

3.2 磷酸盐对砷酸盐吸附形态的影响
砷酸盐和磷酸盐的共吸附试验中随着磷酸盐浓度的增加，对砷的竞争吸附效果放缓。

DLM模型能够较好地模拟磷酸盐浓度为0.7 mg/L时对砷吸附形态的影响(见图9)，且从图9中发现模拟过程中磷酸盐的加入主要增加了砷的去质子化吸附形态
gt;FeAs，而使质子化吸附形态gt;FeOHAs减少。

因此，通过对pH=4时砷酸盐
和磷酸盐共吸附后的针铁矿FTIR曲线进行对比(见图11)，结果发现两者的FTIR
曲线的峰型几乎一致，只是在透过率上存在一定的差别，说明了添加磷酸盐并不会影响砷酸盐吸附形态的变化，只是吸附形态组成发生了变化；同时由于砷酸盐的离子粒径要大于磷酸盐，因而能够与铁氧化物上的-OH点位进行更强烈的相互作用，吸附更为紧密[28]，从而表现为砷单组分吸附时的吸收峰强度明显大于砷、磷共吸附的状况，也说明了砷酸盐在该无定型铁氧化物上的吸附结合能力要强于磷酸盐。

通过砷酸盐和磷酸盐在无定型针铁矿上的吸附试验，运用扩散层模型(DLM)对砷酸盐在针铁矿界面上的吸附形态进行了模拟，并利用红外数据进行验证，得到如下主
要结论：
(1) 砷酸盐和磷酸盐的吸附过程受到pH值的影响，溶液pH值改变了铁氧化物表
面的电荷分布，造成针铁矿界面上电势的变化，从而导致砷酸盐和磷酸盐的吸附效果随pH值的升高而下降。

通过对比单组分吸附试验与砷酸盐和磷酸盐共吸附试验，得出砷酸盐在铁氧化物上的结合能力要强于磷酸盐。

(2) 离子强度对砷酸盐和磷酸盐吸附效果的影响在于相对较高的背景电解质溶液会压缩双电层，从而造成固体氧化物表面电势的增加，减少对砷酸盐的静电排斥力，从而使吸附作用增强。

(3) 利用DLM模型对砷酸盐在针铁矿上的吸附过程进行拟合，结果显示：砷酸盐
在无定型针铁矿上主要形成去质子化单核单齿的内层络合物gt;FeAs，其吸附形态随pH值的升高去质子化程度增加，在较高pH值时形成gt;FeOHAs的吸附形态；磷酸盐竞争吸附的效果在于抑制了gt;FeOHAs吸附形态的形成。

通过FTIR数据
可以对砷酸盐的吸附形态变化进行验证。

【相关文献】
[1] Word Health Organization (WHO).Guidelines for Drinking-water Quality[M].3rd
ed.Geneva:Word Health Organization,2004,1:306-308.
[2] 林年丰,汤洁.我国砷中毒病区的环境特征研究[J].地理科学,1999,19(2):135-139.
[3] Thirunavukkarasu O S,Viraraghavan T,Subramanian K S.Arsenic removal from drinking water using iron oxide-coated sand[J].Water,Air amp; Soil Pollution,2003,142(1/2/3/4):95-111.
[4] Sherman D M,Randall S R.Surface complexation of arsenic (V) to iron (III)
(hydr)oxides:Structural mechanism from ab initio molecular geometries and EXAFS spectroscopy[J].Geochimica et Cosmochimica Acta,2003,67(22):4223-4230.
[5] Wilkie J A,Hering J G.Adsorption of arsenic onto hydrous ferric oxide:Effects of adsorbate/adsorbent ratios and co-occurring solutes[J].Colloids and Surfaces
A:Physicochemical and Engineering Aspects,1996,107:97-110.
[6] Jain A,Loeppert R H.Effect of competing anions on the adsorption of arsenate and
arsenite by ferrihydrite[J].Journal of Environmental Quality,2000,29(5):1422-1430.
[7] Manning B A,Goldberg S.Modeling competitive adsorption of arsenate with phosphate and molybdate on oxide minerals[J].Soil Science Society of America
Journal,1996,60(1):121-131.
[8] Xie X,Wang Y,Pi K,et al.In situ treatment of arsenic contaminated groundwater by aquifer iron coating:Experimental study[J].Science of the Total
Environment,2015,527/528:38-46.
[9] Kanematsu M,Young T M,Fukushi K,et al.Extended triple layer modeling of arsenate and phosphate adsorption on a goethite-based granular porous
adsorbent[J].Environmental Science amp; Technology,2010,44(9):3388-3394.
[10]李莲青.钼酸铵分光光度法测定水中总磷的改进[J].污染防治技術,2006,19(3):66-67.
[11]Cornell R M,Schwertmann U.The Iron
Oxides:Structure,Properties,Reactions,Occurrences and Uses[M].New York:John Wiley amp; Sons,2003.
[12]Davranche M,Lacour S,Bordas F,et al.An easy determination of the surface chemical properties of simple and natural solids[J].Journal of Chemical Education,2003,80(1):76-78.
[13]Antelo J,Avena M,Fiol S,et al.Effects of pH and ionic strength on the adsorption of phosphate and arsenate at the goethite-water interface[J].Journal of Colloid and Interface Science,2005,285(2):476-486.
[14]Loring J S,Sandström M H,Norén K,et al.Re thinking arsenate coordination at the surface of goethite[J].Chemistry-a European Journal,2009,15(20):5063-5072.
[15]Gustafsson J P,Sjöstedt C.Revised best-fit parameters for arsenate adsorption to ferrihydrite[C]//Arsenic Research and Global Sustainability:Proceedings of the Sixth International Congress on Arsenic in the Environment
(As2016),2016,Stockholm,Sweden.Balkema,the Nether Lands:CRC Press,2016:139-140. [16]Dzombak D A,Morel F M M.Surface Complexation Modeling:Hydrous Ferric
Oxide[M].New York:John Wiley amp; Sons,1990.
[17]Tonkin J W,Balistrieri L S,Murray J W.Modeling sorption of divalent metal cations on hydrous manganese oxide using the diffuse double layer model[J].Applied Geochemistry,2004,19(1):29-53.
[18]Gustafsson J P.Visual MINTEQ ver.3.0[CP].Stokholm,Sweden:Department of Land and Water Resources Engineering,Royal Institute of Technology,2011.
[19]Davis J A,Kent D B.Surface complexation modeling in aqueous
geochemistry[J].Reviews in Mineralogy and Geochemistry,1990,23(1):177-260.
[20]Arai Y,Elzinga E J,Sparks D L.X-ray absorption spectroscopic investigation of arsenite and arsenate adsorption at the aluminum oxide-water interface[J].Journal of Colloid and Interface Science,2001,235(1):80-88.
[21]Neupane G,Donahoe R J,Arai Y.Kinetics of competitive adsorption/desorption of arsenate and phosphate at the ferrihydrite-water interface[J].Chemical
Geology,2014,368:31-38.
[22]Hongshao Z,Stanforth petitive adsorption of phosphate and arsenate on goethite[J].Environmental Science amp; Technology,2001,35(24):4753-4757.
[23]Antelo J,Fiol S,Pérez C,et al.Analysis of phosphate adsorption onto ferrihydrite using the CD-MUSIC model[J].Journal of Colloid and Interface Science,2010,347(1):112-119.
[24]张丽萍.地下水原位除砷实验研究[D].武汉:中国地质大学,2014.
[25]田宝珍,汤鸿霄.聚合铁的红外光谱和电导特征[J].环境化学,1990,9(6):70-76.
[26]Goldberg S,Johnston C T.Mechanisms of arsenic adsorption on amorphous oxides evaluated using macroscopic measurements,vibrational spectroscopy,and surface complexation modeling[J].Journal of Colloid and Interface Science,2001,234(1):204-216.
[27]Voegelin A,Hug S J.Catalyzed oxidation of arsenic (III) by hydrogen peroxide on the surface of ferrihydrite:An in situ ATR-FTIR study[J].Environmental Science amp; Technology,2003,37(5):972-978.
[28]Lumsdon D G,Fraser A R,Russell J D,et al.New infrared band assignments for the arsenate ion adsorbed on synthetic goethite (α-FeOOH)[J].European Journal of Soil Science,1984,35(3):381-386.。